Bedömning av förorenade områdens belastning på ytoch grundvatten

Bedömning av förorenade områdens belastning på yt- och grundvatten

Mats Fröberg, Ann-Sofie Wernersson, Sofie Hermansson, Henrik Bengtsson

Uppdragsgivare: Statens geotekniska institut 2021-12-14

Uppdragsledare: Mats Fröberg

Granskare: Mikael Stark

Handläggare: Mats Fröberg, Ann-Sofie Wernersson, Sofie Hermansson, Henrik Bengtsson

Diarienr: 1.1-2003-0289

Uppdragsnr: 10088

Totalt antal sidor 88

Hänvisa till detta dokument på följande sätt: Fröberg M, Wernersson A-S, Hermansson S och Bengtsson H, 2021, Bedömning av förorenade områdens belastning på yt- och grundvatten, Statens geotekniska institut, SGI, Linköping, 2021-12-14.

Foto på omslag: Mats Fröberg, SGI

Statens geotekniska institut 2021-12-14 1.1-2003-0289

Förord

Det finns ett stort antal förorenade områden i landet. Förorenade områden kan medföra risker för människors hälsa och vår miljö. I Sverige har vi därför miljökvalitetsmål som anger inriktningen för miljöarbetet. Utredningar av vilka risker förorenade områden kan innebära för människors hälsa eller miljön och hur man vid behov kan minska riskerna genom sanering, är en viktig del av miljömålsarbetet.

Statens geotekniska institut (SGI) har det nationella ansvaret för forskning,

teknikutveckling och kunskapsuppbyggnad inom förorenade områden. SGI ska medverka till att höja kunskapsnivån samt öka saneringstakten så att miljökvalitetsmålen nås.

Idag bedöms ofta riskerna med spridning från förorenade områden till vatten utifrån de koncentrationer av föroreningar som uppstår i den mottagande recipienten, det vill säga ett yt- eller grundvatten. Baksidan av att riskerna bedöms på detta sätt är att stora mängder föroreningar kan tillåtas spridas till vattenmiljön i de fall recipienten är ett större vatten, till exempel en älv, en sjö eller ett kustvatten. Detta beror på att den höga utspädningsfaktorn i ett större vatten medför att föroreningskoncentrationen kan bli låg i vattnet samtidigt som stora mängder föroreningar kan spridas. Att stora

föroreningsmängder på detta sätt sprids i miljön ligger inte i linje med

miljökvalitetsmålet Giftfri miljö, varför SGI anser att det behövs en kompletterande metod för att bedöma riskerna med förorenings-spridning från förorenade områden till vatten. En sådan metod behövs för att bedöma den mängd förorening som sprids, det som kallas för belastning. Att belastningen ska bedömas framgår också tydligt av

Naturvårdsverkets vägledningsmaterial för bedömning av förorenade områden. Det är dock otydligt hur bedömningen ska göras. Någon branschpraxis för hur bedömningen av belastning ska göras har heller inte vuxit fram.

Utifrån denna bakgrund har vi på SGI inom ramen för ett internt forskningsprojekt,

”Bedömning av belastning på vattenmiljön från förorenade områden”, identifierat metoder och angreppssätt som kan användas för att bedöma om belastningen från ett förorenat område kan accepteras eller ej. Resultatet presenteras i denna rapport. Denna rapport kommer sedan att ligga till grund för en kommande vägledning.

I detta projekt har följande personer deltagit: Mats Fröberg, Ann-Sofie Wernersson, Sofie Hermansson, Pär-Erik Back, Henrik Bengtsson, Anette Björlin, Yvonne Ohlsson, Michael Pettersson och Jenny Vestin. Thereze Ladekrans har stått för flertalet illustrationer.

Synpunkter på rapporten har inhämtats genom ett remissförfarande med

Naturvårdsverket, Havs- och Vattenmyndigheten, Sveriges geologiska undersökning, Vattenmyndigheterna, Länsstyrelserna i Västra Götaland, Skåne, Stockholm, Jämtland och Kalmar samt Länsstyrelsernas tillsynssamordnare.

Mats Fröberg Uppdragsledare

Mikael Stark Granskare

Statens geotekniska institut 2021-12-14 1.1-2003-0289

Innehållsförteckning

Sammanfattning ... 8

Summary ... 9

1 Introduktion ... 10

1.1 Bakgrund ... 10

1.2 Målgrupper, syfte och mål ... 10

1.3 Rapportens upplägg och avgränsningar ... 10

2 En juridisk grund för belastningsbedömningen ... 13

2.1 Miljöbalken ... 14

2.2 Förordningar och myndighetsföreskrifter ... 16

2.3 Miljökvalitetsmålen och Agenda 2030 ... 22

2.4 Hur belastningsfrågan har hanterats i praxis ... 24

2.5 Lokala riktlinjer för utsläpp ... 27

3 Sätt att bedöma belastning från förorenade områden på ytvattenrecipienter... 28

3.1 Jämförelse med effektbaserade koncentrationskriterier ... 31

3.2 Jämförelse med bakgrundshalter ... 37

3.3 Akvatiskt fotavtryck ... 43

3.4 Andra faktorer och sammanvägd bedömning ... 53

4 Sätt att bedöma belastning från förorenade områden på grundvatten ... 58

4.1 Jämförelse med effektbaserade koncentrationskriterier ... 58

4.2 Jämförelse med bakgrundshalter ... 60

4.3 Akvatiskt fotavtryck ... 60

4.4 Andra faktorer och sammanvägd bedömning ... 63

Referenser ... 64

Litteratur i bokstavsordning ... 64

Författningar i kronologisk, stigande, ordning ... 66

Praxis i kronologisk, stigande, ordning ... 68

Webb i bokstavsordning ... 69

Bilagor

1. Effektbaserade koncentrationskriterier avseende ytvattenmiljö

2. Belastningsnormer och koncentrationskriterier inom havsmiljöförvaltningen 3. Beräkning av ytvattenkoncentration

4. Särskilt farliga ämnen och beslutad utfasning

Sammanfattning

Vid såväl förenklad som fördjupad riskbedömning av förorenade områden enligt Naturvårdsverkets vägledningsmaterial ska en bedömning av föroreningsbelastningen ingå. Med belastning avses i det sammanhanget och i den här rapporten den mängd förorening som ett enskilt förorenat område tillför en recipient (ett yt- eller grundvatten) genom föroreningsspridning.

Vi inleder rapporten med att sammanfatta de rättsliga förutsättningarna för bedömning av belastning från förorenade områden. Därefter presenteras ett antal angreppssätt, som tillsammans behöver användas för att göra en belastningsbedömning:

• Jämförelse med effektbaserade koncentrationskriterier

• Jämförelse med bakgrundshalter

• Beräkning av akvatiskt fotavtryck

• Beaktande av andra faktorer såsom ämnets farlighet, förekomst av flera ämnen samtidigt, tidsperspektiv och osäkerheter

För jämförelsen med effektbaserade koncentrationskriterier vill vi betona att man utöver föroreningskoncentration i vatten också behöver beakta vilka föroreningskoncentrationer som kan uppstå i ackumulerande matriser – sediment och biota. Dessutom behöver det beaktas att föroreningskoncentrationen i vattenfas kan variera i olika delar av recipienten och över tid.

Jämförelser med rådande bakgrundshalt är en annan viktig del i en bedömning av belastningen från ett förorenat område. Med rådande bakgrundshalt menas då den halt som idag råder i bakgrundsområden och i denna rapport avses framför allt den

föroreningshalt som uppmätts i vatten, sediment eller biota uppströms det förorenade området. För tungmetaller och svårnedbrytbara organiska ämnen samt vid stora recipienter gäller enligt SGI att föroreningshalterna i recipienten inte bör överstiga rådande bakgrundshalter.

För att kunna bedöma om en tillförd mängd är stor eller liten, föreslår vi att ett akvatiskt fotavtryck beräknas. Ett akvatiskt fotavtryck är en beräkning av hur stor volym vatten som behövs för att späda mängden förorening till en halt som är lika med ett effektbaserat haltkriterium för vatten. Storleken på ett sådant beräknat akvatiskt fotavtryck är dels ett pedagogiskt verktyg för att illustrera hur mycket vatten som förorenas av den tillförda mängden (belastningen) och dels ett sätt att, oberoende av ämne, skaffa sig en

uppfattning om vad som är stort eller litet.

Även andra faktorer, såsom recipientens förutsättningar och de förorenande ämnenas egenskaper (exempelvis nedbrytbarhet), fastställda krav på att utsläpp och annan tillförsel ska upphöra, förekomst av flera ämnen samtidigt och tidsperspektivet på belastningen behöver också beaktas vid bedömningen.

En samlad bedömning utifrån de olika angreppssätten avgör sedan slutligt om belastningen kan accepteras eller ej.

Summary

Risk assessments of contaminated sites in Sweden shall always include an assessment of the contaminant load. In this context and in this report, contaminant load refers to the amount of pollutants that an individual contaminated area adds to a surface water or groundwater recipient. Different approaches are presented, which can be used in combination to make the assessment.

In this report we first summarize the legal grounds for assessment of the contaminant load from contaminated sites. An assessment that includes multiple approaches is necessary. These are:

• Comparisons with effect-based concentration criteria

• Comparisons with background concentrations

• Calculation of the aquatic footprint

• Taking other factors into account, such as the inherent properties of the substance, presence of other substances, time perspective and uncertainties

For the comparison with effect-based concentration criteria, it is not enough to consider water concentrations in the recipient. In addition, concentrations in accumulating matrices – sediment and biota – and concentrations in parts of the recipient where full mixing have not yet occurred, must be taken into consideration.

Comparisons with ambient background concentrations are important in the assessment of loads from contaminated sites. Ambient background levels are in this context referring primarily to upstreams concentrations (in water, sediment or biota). For heavy metals and persistent organic pollutants and for large recipients, the recipient concentrations should not exceed the ambient background concentration.

In order to assess whether the contaminant load is “large” or “small”, we suggest that the aquatic footprint is calculated. An aquatic footprint refers to the amount of water needed to dilute the amount of contaminant to a concentration equal to an effect based criterium.

The size of such an aquatic footprint is both a pedagogic tool that illustrates how much water is being polluted and a way to determine, independent of the substance, what is large or small.

In addition, the specific preconditions in the recipient and the properties of the pollutants must be taken into consideration. For some substances, objectives of phasing out or elimination of emissions have been established and should be taken into account.

An overall combined assessment of the contaminant load should be made based on all the different approaches.

1 Introduktion

1.1 Bakgrund

Såväl förenklade som fördjupade riskbedömningar av förorenade områden ska enligt Naturvårdsverkets vägledningsmaterial (Naturvårdsverket 2009 a,b,c) innehålla bedömningar av om föroreningsbelastningen är acceptabel eller inte. Det framgår dock inte tydligt av vägledningsmaterialet hur en sådan bedömning ska göras.

Med ordet belastning förstås ursprungligen den samlade mängd förorening som tillförs en recipient. I denna rapport, liksom i Naturvårdsverkets vägledningsmaterial

(Naturvårdsverket 2009 a,b,c) används ordet belastning även för den mängd förorening som ett enskilt förorenat område tillför miljön genom föroreningsspridning. Det kan alltså finnas två olika perspektiv, men det handlar i båda fallen om att göra en bedömning utifrån tillförd mängd förorening och inte bara beräknad uppnådd koncentration i recipienten.

Den stora fördelen med att jämföra uppnådd koncentration med koncentrationskriterier uttryckta för vattnet i recipienten, är att det ger ett kvantifierbart mått på riskerna (en riskkvot) som uppstår när ytvattenhalterna i recipienten beräknas nå upp till olika nivåer.

Detta angreppssätt fångar dock inte upp riskerna som uppstår om farliga ämnen

kontinuerligt tillförs miljön eller från många källor. Belastning som pågår under lång tid kan leda till upplagring av framför allt stabila ämnen i näringsväven och sediment, många gånger på långt avstånd från den primära recipienten. På sikt kan en sådan gradvis ökande inlagring från många källor innebära en risk för både predatorer, såsom fiskätande fåglar och däggdjur, samt oss människor som konsumerar fisk och skaldjur.

1.2 Målgrupper, syfte och mål

Målgruppen för rapporten är alla som har anledning att utföra eller granska bedömningar av belastning från förorenade områden. Det vill säga framför allt tillsynsmyndigheter och miljökonsulter.

Syftet med rapporten är att bidra till bättre bedömningar av belastningen på yt- eller grundvatten från förorenade områden. Målet för uppdraget har varit att föreslå metoder som är grundade i lagstiftning och som är praktiskt tillämpbara.

1.3 Rapportens upplägg och avgränsningar

Denna rapport presenterar förslag på hur belastningen från ett förorenat område kan bedömas och rapporten kommer att ligga till grund för en kommande vägledning.

Rapporten beskriver först de rättsliga förutsättningarna på området och sedan de olika angreppssätt som kan användas för att göra en samlad bedömning av belastningen.

I denna rapport ligger fokus på hur man kan bedöma belastningen från förorenade områden, medan rapporten inte behandlar hur man ska mäta eller beräkna belastningen.

En utgångspunkt är således att man redan känner till storleken på belastningen. Att kvantifiera hur stor belastningen från ett förorenat område är, kan dock i sig innebära svårigheter och resultera i osäkerheter, vilket är något man bör ta hänsyn till. Se fördjupningsrutan Att kvantifiera belastning.

Rapporten är inriktad på bedömning av belastning från förorenade områden, inklusive förorenade sediment. Det finns alltså ingen ambition att täcka in även bedömning av belastning från andra föroreningskällor. I och med att annan lagstiftning kan vara styrande för andra källor till föroreningsbelastning, bör man inte ta för givet att de

angreppssätt som föreslås här även kan användas för att bedöma annan typ av belastning.

Rapporten är en underlagsrapport, inte en vägledning. Det medför att det inte finns utrymme för att i detalj gå in på hur man exempelvis beräknar vilka koncentrationer som kan uppstå i sediment eller fisk.

Att kvantifiera belastning

Att kvantifiera hur stora mängder förorening som transporteras i grundvattnet, eller hur mycket som når fram till en ytvattenrecipient, är inte lätt.

För att kvantifiera mängd i grundvatten på ett bra sätt behöver man skatta både halter och vattenflöden på olika djup i en transekt vinkelrätt mot flödet.

Mätningar i grundvattenrör eller brunnar i kombination med mer eller mindre avancerad transportmodellering är ett vanligt sätt att skatta belastningen, det vill säga hur mycket förorening som transporteras genom marken och till grundvattenrecipienten. Stora variationer i grundvattenhalter och osäkerheter i grundvattenflödets storlek och geografiska fördelning leder dock vanligtvis till betydande osäkerheter i skattningarna.

En metod för att skatta belastning från det förorenade området på ytvattenrecipienten är att genomföra mätningar av halter i ytvattnet dels uppströms (bakgrund) och dels nedströms eller i anslutning till det förorenade området, se även fördjupningsrutan Statistiska fallgropar. Insamlade

vattenprover ger dock endast en ögonblicksbild av halterna vid ett visst tillfälle, vilket bidrar till osäkerheter. För att kringgå detta problem kan man överväga att använda någon form av tidsintegrerad provtagning såsom passiva

provtagare.

Partikeltransport av föroreningar kan också ske, till exempel i samband med erosion i strandkanten. Ytavrinning av partikelbundna föroreningar från

markytan eller via dagvattensystem kan leda till en stor föroreningsbelastning.

Det kan till exempel handla om mycket svårlösliga organiska ämnen, men även om utfyllnader av kisaska eller anrikningssand, där själva partiklarna består av mineral med höga metallhalter. Notera att erosion och ytavrinning inte ingår som en spridningsväg i riktvärdesmodellen utan behöver uppskattas från fall till fall.

Mer läsning om kvantifiering av belastning finns i bland annat ITRC (2010) och Rønde (2019).

2 En juridisk grund för belastningsbedömningen

Att belastningen från ett förorenat område ska bedömas framgår av Naturvårdsverkets vägledningsmaterial (NV 2009 a,b,c). Hur bedömningen ska göras framgår dock inte. Vår rekommendation är att inte enbart ett angreppssätt används, utan att flera angreppssätt kombineras för att slutligen mynna ut i en samlad bedömning av den aktuella

belastningen. För att den samlade bedömningen ska bli juridiskt hållbar, måste angreppssätten och värderingarna som ligger till grund för bedömningen utgå från gällande rätt och bland annat de principer kring hållbar utveckling som finns i såväl nationella som internationella mål. I det följande redogör vi därför för ett antal lagar och bestämmelser samt praxis med mera, på så väl nationell som internationell nivå, som är av betydelse i samband med belastningsbedömningar.

Miljöbalken (1998:808, MB) med tillhörande förordningar och föreskrifter samt åtgärdsprogram utgör en viktig juridisk grund vid belastningsbedömningar.

Prejudicerande domar och miljökvalitetsmålen samt nationell vägledning ger viktigt stöd vid tolkning av lagstiftningen.

Ett antal juridiska bestämmelser har direkt eller indirekt bäring på bedömningen av föroreningsbelastning från förorenade områden (se Figur 1). Det mest grundläggande att ta hänsyn till är miljöbalken och dess portalparagraf (1 kapitlet 1 § MB). Det finns även

Sammanfattning kapitel 2

Baserat på miljörättsliga bestämmelser och miljökvalitets- och hållbarhetsmålen behöver man vid bedömning av belastning från ett förorenat område på yt- och grundvattenrecipienter beakta följande aspekter:

• Belastningen från ett förorenat område bör inte ensamt eller tillsammans med tillförsel från andra källor leda till toxiska föroreningshalter. Här behöver hänsyn tas även till känsliga arter som för närvarande inte lever i recipienten, men som skulle kunnat göra det.

• Miljökvalitetsnormer inom vattenförvaltning, havsmiljöförvaltning och för fisk- och musselvatten ska kunna uppnås. Belastningen bör inte ensam eller tillsammans med tillförsel från andra källor äventyra möjligheten att klara normerna.

• Föroreningsspridning ska förhindras så långt det är möjligt och rimligt. Normerna anger inte ett belastningsutrymme.

• Halter av farliga ämnen i miljön bör vara nära bakgrundsnivåer för naturligt förekommande ämnen och nära noll för naturfrämmande ämnen.

• Stora ansträngningar bör göras för att minimera belastningen av ämnen som har särskilt farliga egenskaper och för vilka det finns fastställda mål om utfasning eller eliminering. Exempel på sådana ämnen är de som inom vattenförvaltningen betecknas som farliga prioriterade ämnen och de ämnen som ingår i POPs-förordningens bilaga III.

• Belastningen från ett förorenat område bör inte ensamt eller tillsammans med tillförsel från andra källor inskränka möjligheten att bedriva yrkes- och/eller fritidsfiske eller att använda vattnet som råvatten vid dricksvattenproduktion.

• Kumulativa effekter, det vill säga hur det förorenade området tillsammans med andra förorenade områden och förorenande verksamheter kan påverka recipienten.

flera EU-direktiv som berör vattenmiljön och som är av stor betydelse i detta

sammanhang. Varje direktiv har olika syften och målbeskrivningar samt sätt att mäta och följa upp om målen nås. Implementering av EU-direktiv sker genom ändringar i lagar, genom förordningar och föreskrifter. Miljöbalken har till exempel bestämmelser om miljökvalitetsnormer (5 kapitlet MB), vilka härrör från EU-direktiv. Även EU- förordningar, direkt gällande i svensk rätt, behöver beaktas. Kapitlet beskriver vilka aspekter som behöver beaktas, utifrån nämnda bestämmelser och ställningstaganden, medan nästa kapitel vägleder kring hur detta kan göras i praktiken.

Bestämmelser som är relaterade till att bedöma föroreningsbelastning från andra typer av källor, med syfte att begränsa belastningen på miljön, beskrivs också nedan. Det bör dock noteras att fastställda gränsvärden i dessa fall i huvudsak bygger på vad som anses tekniskt och ekonomiskt möjligt för just den typen av källa, snarare än en bedömning av vilka miljökonsekvenser som kan uppstå i en specifik recipient.

Figur 1: Lagstiftning av relevans för bedömning av belastning från förorenade områden. Flera EU- direktiv med koppling till vattenmiljö har direkt eller indirekt införlivats i miljöbalken, vilket illustreras av de orangea linjerna.

2.1 Miljöbalken

Reglerna i miljöbalken är allmänt skrivna och innehåller därför inte några specifika krav för utpekade verksamheter eller särskilda situationer. Det är i stället upp till varje verksamhetsutövare att tolka innebörden av bestämmelserna i det enskilda fallet.

Slutligen är det tillståndsmyndigheten alternativt tillsynsmyndigheten som avgör hur och om reglerna är uppfyllda. I vissa fall finns mer detaljerade regler i förordningar eller föreskrifter, men om inte, kommer en närmare precisering av bestämmelserna först genom praxisbildningen.

2.1.1 Portalparagrafen

Miljöbalkens portalparagraf (1 kapitlet 1 § MB) anger att bestämmelserna i miljöbalken syftar till att främja en hållbar utveckling som innebär att nuvarande och kommande generationer tillförsäkras en hälsosam och god miljö. En sådan utveckling bygger enligt portalparagrafen på insikten att naturen har ett skyddsvärde och att människans rätt att förändra och bruka naturen är förenad med ett ansvar för att förvalta naturen väl.

För att miljöbalkens syfte ska uppnås gäller bland annat att balken ska tillämpas så att människors hälsa och miljön skyddas mot skador och olägenheter (oavsett om dessa orsakas av föroreningar eller annan påverkan), den biologiska mångfalden bevaras och mark, vatten och fysisk miljö i övrigt används så att en från ekologisk, social, kulturell och samhällsekonomisk synpunkt långsiktigt god hushållning tryggas.

2.1.2 Ansvar för skadad miljö

I 2 kapitlet 8 § MB finns grundbestämmelsen om ansvar för skadad miljö. Bestämmelsen anger att alla som bedriver eller har bedrivit en verksamhet eller vidtagit en åtgärd som medfört skada eller olägenhet för miljön ansvarar till dess skadan eller olägenheten har upphört. De närmare bestämmelserna om avhjälpandeansvaret finns i 10 kapitlet MB.

2.1.3 Miljökvalitetsnormer

När miljöbalken trädde i kraft 1999 infördes bestämmelser om miljökvalitetsnormer för vatten, luft och buller i dess 5 kapitel. Miljökvalitetsnormerna kom därmed att utgöra det rättsliga verktyget för genomförandet av vattendirektivets miljömål i Sverige. Som ett komplement till att reglera utsläpp från enskilda källor utifrån till exempel tekniska aspekter, utgår normerna från tillståndet i miljön. Normerna innebär exempelvis att halter i miljön ej får överstiga en viss koncentration efter en viss tidpunkt.

Miljökvalitetsnormerna för vatten, det vill säga kvalitetskraven för ytvatten- och

grundvattenförekomsterna, ska fastställas så att tillståndet i dessa vattenförekomster inte försämras och så att alla vattenförekomster i tid uppnår den kvalitativa och kvantitativa status som krävs för efterlevnad av vattendirektivets krav.

Miljökvalitetsnormernas juridiska konstruktion innebär att de inte direkt styr en verksamhetsutövare eller en enskild, utan det är myndigheter och kommuner som ansvarar för att miljökvalitetsnormerna följs. Att det åligger myndigheter och kommuner att tillse att normerna följs, innebär i praktiken att när länsstyrelsen eller kommunen beslutar i ett ärende som rör förorenade områden, måste den även beakta att normerna ska följas. Belastningen från ett förorenat område som – ensamt eller tillsammans med andra källor – innebär att normerna inte kan följas är således inte acceptabel.

En beräkning av beting, det vill säga hur stor utsläppsminskning som respektive

bidragande påverkanskälla behöver uppnå för att normen ska innehållas, kan i och för sig vara ett utmärkt hjälpmedel vid framtagande av åtgärdsprogram inom

vattenförvaltningen. Det innebär dock inte att ett sådant resonemang på omvänt sätt kan användas för att motivera att belastningen från ett förorenat område inte behöver minska bara för att halterna i recipienten (idag) ligger under de kvalitetskrav som

miljökvalitetsnormen utgår ifrån.

En miljökvalitetsnorm ger nämligen inte någon rätt att förorena eller störa upp till den angivna normen, utan innebär enbart ett förbud mot att förorena eller störa utöver normen, se författningskommentar till 5 kapitlet. 2 § MB, Miljöbalkspropositionen 1997/1998:45. Normerna medger inte ett belastningsutrymme för recipienten. Man kan alltså inte utifrån normerna identifiera en viss koncentration som det är acceptabelt att förorena upp till och därefter fördela den mängd utsläppt förorening som denna miljökoncentration motsvarar mellan olika aktörer eller förorenade områden.

Miljökvalitetsnormerna ska således inte tolkas som att det är acceptabelt att förorena upp till en viss nivå. Att endast bedöma belastningen från ett förorenat område utifrån

normerna är därmed inte tillräckligt.

2.1.4 Bedömning av skada eller olägenhet för miljön

I 10 kapitlet MB definieras ett förorenat område som ett område som genom förorening av ett mark- eller vattenområde, grundvatten, en byggnad eller en anläggning kan medföra skada eller olägenhet för människors hälsa eller miljön.

Skada eller olägenhet bör enligt vår mening inte enbart tolkas som överskridande av vissa effektbaserade halter i miljön eller att effekter måste kunna påvisas. Om belastningen från ett förorenat område exempelvis leder till att ytterligare områden förorenas, om mängden som sprids är förhållandevis stor eller om ämnen med särskilt farliga egenskaper sprids bör detta också betraktas som att det förorenade området i sin tur medför miljöskador. Även risk för framtida skador, exempelvis till följd av

klimatförändringar eller spridning till näringsväven, anser vi bör beaktas vid bedömning av om ett område kan medföra skada eller olägenhet.

2.2 Förordningar och myndighetsföreskrifter

2.2.1 Vattenförvaltning

Vattendirektivet¹, grundvattendirektivet² och direktivet om prioriterade ämnen³ har införts i svensk rätt främst genom ändringar i miljöbalken,

vattenförvaltningsförordningen⁴, länsstyrelseinstruktionen⁵ och myndighetsföreskrifter meddelade av Havs- och vattenmyndigheten, Sveriges geologiska undersökning och länsstyrelserna (Vattenmyndigheterna).

Artikel 4.1. i vattendirektivet anger flera mål, såsom att Europas vatten ska uppnå god status och att utsläpp och annan tillförsel av prioriterade ämnen och farliga prioriterade ämnen gradvis ska minska respektive stegvis elimineras. Därutöver anges i artikel 3.6. i dotterdirektivet om prioriterade ämnen, att medlemsstaterna ska se till att det görs långsiktiga trendanalyser av koncentrationen av de prioriterade ämnen som tenderar att

1 Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG av den 23 oktober 2000 om upprättande av en ram för gemenskapens åtgärder på vattenpolitikens område

2 Europaparlamentets och rådets direktiv 2006/118/EG av den 12 december 2006 om skydd för grundvatten mot föroreningar och försämring

3 Europaparlamentets och rådets direktiv 2008/105/EG av den 16 december 2008 om miljökvalitetsnormer inom vattenpolitikens område och ändring och senare upphävande av rådets direktiv 82/176/EEG, 83/513/EEG, 84/156/EEG, 84/491/EEG och 86/280/EEG, samt om ändring av Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG

4 Vattenförvaltningsförordningen (2004:660)

5 Förordning (2002:864) med länsstyrelseinstruktion

ackumuleras i sediment och/eller biota, samt vidta åtgärder i syfte att säkerställa att koncentrationerna inte ökar signifikant i sediment och/eller relevant biota.

I Sveriges geologiska undersöknings föreskrifter om miljökvalitetsnormer och statusklassificering för grundvatten⁶ finns bestämmelser om statusklassificering och beslut av miljökvalitetsnormer för grundvatten. Föroreningshalter i grundvattnet under de av Vattenmyndigheterna fastställa riktvärdena innebär god status. Motsvarande koncentrationskriterier (även kallat EQS-värden) som ska användas vid klassificering av ytvattenstatus framgår av Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten⁷. I bilaga 1 ges utförligare beskrivning av hur EQS-värden tas fram och tillämpas samt vad det innebär om de överskrids och hur detta bör beaktas vid bedömning av belastning på ytvattenrecipienter.

Av grundvattendirektivet framgår det att redan risken för försämrad status i en grundvattenförekomst ska åtgärdas. Detta eftersom det kan bli stora effekter om ett grundvatten förorenas och det är svårt och kostsamt att rena ett grundvatten från förorening. Vattenmyndigheterna ska enligt Sveriges geologiska undersöknings föreskrifter om kartläggning och analys av grundvatten⁸ göra en kartläggning av grundvattenförekomsterna. I kartläggningen ingår att identifiera miljöeffekter av betydande påverkanskällor tillsammans med grundvattnets användning och utflöde till grundvattenberoende terrestra och akvatiska ekosystem. I kartläggningen ingår också en nuläges- och trendanalys av föroreningsläget. Åtgärdsarbetet behöver därför fokusera på att minska eller eliminera risken för föroreningar från betydande påverkanskällor.

Vad som är betydande påverkan avgörs i varje enskilt fall baserat på den kunskap som kommit fram under kartläggningen. Den totala effekten från alla påverkanskällor på grundvattenförekomsten som helhet ska vägas in i bedömningen. En

grundvattenförekomst ska anses vara utsatt för betydande påverkan om möjligheten att nyttja den för dricksvattenförsörjning begränsas eller om anslutna ekosystem kan skadas.⁹

För ytvatten är statusklassificeringen viktig för åtgärdsprioritering, men samtliga

betydande påverkanskällor behöver åtgärdas. Notera att i Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter och allmänna råd om kartläggning och analys av ytvatten enligt

vattenförvaltningsförordningen¹⁰ definieras betydande påverkan som ”den påverkan från mänsklig verksamhet som, ensam eller tillsammans med övrig påverkan, kan ha sådan effekt på status eller potential att den kan medföra att en ytvattenförekomst riskerar att inte uppfylla kvalitetskrav enligt 4 kap. vattenförvaltningsförordningen (2004:660)”.

6 Sveriges geologiska undersöknings föreskrifter (SGU-FS 2013:2) om miljökvalitetsnormer och statusklassificering för grundvatten

7 Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2019:25) om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten

8 Sveriges geologiska undersöknings föreskrifter (SGU-FS 2013:1) om kartläggning och analys av grundvatten

9 https://www.sgu.se/anvandarstod-for-geologiska-fragor/vattenforvaltning-av-grundvatten/sgus-foreskrifter- om-kartlaggning-och-analys-sgu-fs-2013-1/inledande-kartlaggning/betydande-paverkan-pa-grundvattnets- kemiska-tillstand/

10 Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2017:20) och allmänna råd om kartläggning och analys av ytvatten enligt vattenförvaltningsförordningen

Därför behöver man vid bedömning av belastningen beakta både belastningen från det förorenade området och all övrig tillförsel. Det är den sammanlagda påverkan som kommer att vara avgörande för vilka koncentrationer som kan uppstå i miljön och om det därmed finns en risk för att normerna äventyras.

De beslutade miljökvalitetsnormerna (det vill säga vilket kvalitetskrav som ska klaras till vilken tidpunkt) framgår av Länsstyrelsens föreskrifter¹¹. Normer och vilken faktisk påverkan som har identifierats för respektive vattenförekomst går också att söka ut i VISS (VattenInformation Sverige¹²).

Belastningen från ett förorenat område bör inte enligt SGI:s uppfattning, ensamt eller tillsammans med annan mänsklig verksamhets påverkan, innebära att

miljökvalitetsnormerna inte kan följas. Spridningen av prioriterade ämnen till vattenmiljön behöver minimeras och får i synnerhet inte bidra till att halten av ackumulerande prioriterade ämnen uppvisar ökande trend i sediment eller biota.

2.2.2 Havsmiljöförvaltning

Målet med havsmiljödirektivet¹³ är att alla EU:s havsområden ska nå eller upprätthålla en god miljöstatus senast 2020. Direktivet har implementerats genom bland annat

havsmiljöförordningen¹⁴ och Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter om vad som kännetecknar god miljöstatus samt miljökvalitetsnormer med indikatorer för Nordsjön och Östersjön¹⁵. Det finns många likheter med bestämmelser inom vattenförvaltningen, men också några skillnader. I bilaga 2 ges utförligare beskrivning av i sammanhanget relevanta moment och koncentrations- och effektkriterier inom havsmiljöförvaltningen.

För bedömning av belastning från förorenade områden som direkt eller indirekt påverkar havsmiljön behöver fastställda miljökvalitetsnormer i havsmiljöförordningen och HVMFS 2012:18 beaktas, utöver de som gäller genom vattenförvaltningsförordningen.

Det är främst på effektsidan som det tillkommer aspekter att beakta utöver de parametrar som redan ingår vid bedömning av status enligt vattenförvaltningsförordningen.

Belastningen från ett förorenat område bör således, enligt SGI:s uppfattning, inte ensamt eller tillsammans med andra påverkanskällor, påverka exempelvis skaltjockleken hos ägg från havsörn eller ge upphov till störningar i reproduktionen hos tånglake eller vitmärla.

Den bör inte heller leda till effekter av organiska tennföreningar hos snäckor (imposex, det vill säga att honor utvecklar manliga könsorgan).

11 Länsstyrelsen i Västra Götalands läns (Vattenmyndigheten för Västerhavet vattendistrikts) föreskrifter (14 FS 2016:58) om kvalitetskrav för vattenförekomster i Västerhavets vattendistrikt, Länsstyrelsen i Kalmar läns (Vattenmyndighet i Södra Östersjöns vattendistrikt) föreskrifter (08FS 2016:15) om kvalitetskrav för vattenförekomster i Södra Östersjöns vattendistrikt, Länsstyrelsen i Västmanlands läns (Vattenmyndigheten i Norra Östersjöns vattendistrikts) föreskrifter (19FS 2016:10) om kvalitetskrav för vattenförekomster i Norra Östersjöns vattendistrikt, Länsstyrelsen i Västernorrlands läns (Vattenmyndigheten för Bottenhavets vattendistrikts) föreskrifter (22FS 2016:16) om kvalitetskrav för vattenförekomster i Bottenhavets vattendistrikt och Länsstyrelsen i Norrbottens läns (Vattenmyndigheten för Bottenvikens vattendistrikts) föreskrifter (25 FS 2016:32) om kvalitetskrav för vattenförekomster i Bottenvikens vattendistrikt.

12 https://viss.lansstyrelsen.se/

13 Europaparlamentets och rådets direktiv 2008/56/EG av den 17 juni 2008 om upprättande av en ram för gemenskapens åtgärder på havsmiljöpolitikens område (Ramdirektiv om en marin strategi)

14 Havsmiljöförordning (2010:1341)

15 Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2012:18) om vad som kännetecknar god miljöstatus samt miljökvalitetsnormer med indikatorer för Nordsjön och Östersjön

Belastningen får inte leda till att halterna av farliga ämnen ökar i fisk, musslor och sillgrissleägg. Slutligen får halter av farliga ämnen i ätliga vävnader i fisk och skaldjur inte heller överskrida de gränsvärden som fastställts enligt förordning (EG) nr 1881/2006¹⁶. Det kan i praktiken vara komplicerat att uppskatta om en viss belastning från ett specifikt område kan bidra till att det uppstår effekter. Det gäller i synnerhet sådana effekter som drabbar djur som rör sig över stora avstånd, såsom havsörn. Om effekter redan kan observeras är det dock rimligt att utreda om ämnen som kan ge den typen av effekter sprids från det förorenade området¹⁷. Om det inte går att utesluta att den mängd som sprids (belastningen) har varit en bidragande orsak till de effekter som observerats, bör belastningen, enligt SGI:s uppfattning, betraktas som oacceptabel. För vissa typer av effekter, såsom imposex hos nätsnäckor, finns det dessutom relativt säkra uppskattningar av vilka halter som inte får överskridas för att förhindra att effekten uppstår. Då kan man försöka uppskatta vilka koncentrationer som kan uppstå i recipienten (vatten och

sediment) utifrån vilken mängd som sprids. Se vidare i avsnitt 3.1 angående hur man kan använda effektbaserade koncentrationskriterier vid bedömning av belastning.

2.2.3 Fisk- och musselvattenförordningen

Två, numera upphävda, EU-direktiv infördes genom förordning (2001:554) om miljökvalitetsnormer för fisk- och musselvatten, även kallad fisk- och

musselvattenförordningen. Även om direktiven har upphävts i och med införandet av vattendirektivet, kvarstår den svenska förordningen. Gräns- och riktvärdena gäller således även fortsättningsvis för utpekade fisk- respektive musselvatten.

Vissa parametrar i förordningen regleras även i till exempel Havs- och

vattenmyndighetens föreskrifter om klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten, men bedömningsgrunderna kan vara uttryckta på olika sätt. Det gäller till exempelvis koppar och zink. Om olika miljökvalitetsnormer innebär olika skyddsnivåer gäller det strängaste kravet för aktuell vattenförekomst.

Andra parametrar, såsom olja, ingår inte i Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter. Då gäller vad som sägs i fisk- och musselvattenförordningen. Till exempel anges för

oljeföroreningar att mineraloljebaserade kolväten inte får finnas i sådana halter att de har effekter som är skadliga för fisk.

För bedömning av belastning från förorenade områden som direkt eller indirekt påverkar särskilt utpekade fisk- eller musselvatten behöver kvalitetskrav (rikt- och gränsvärden) i fisk- och musselvattenförordningen beaktas, utöver de som gäller genom

vattenförvaltningsförordningen. Belastningen av olja från ett förorenat område bör således enligt SGI:s uppfattning inte innebära att det kan uppstå skador på fisk.

2.2.4 Art- och områdesskydd, biologisk mångfald

Bevarande av genetisk variation är en del av EU:s strategi för bevarande av biologisk mångfald¹⁸ och Sverige är skyldigt att säkerställa ett skydd av de arter och naturtyper som

16 Kommissionens förordning (EG) nr 1881/2006 av den 19 december 2006 om fastställande av gränsvärden för vissa främmande ämnen i livsmedel

17 Äggskalsförtunning kan till exempel orsakas av DDTer och imposex av organiska tennföreningar.

18 https://eur-lex.europa.eu/legal-content/EN/TXT/?qid=1590574123338&uri=CELEX:52020DC0380

regleras genom art- och habitatdirektivet¹⁹ . Sverige har därför infört skyddsbestämmelser i 7 och 8 kapitlen MB. Dessutom ska God miljöstatus enligt havsmiljöförordningen uppnås enligt indikatorerna i HVMFS 2012:18²⁰.

Giftiga ämnen kan hota den biologiska mångfalden genom att negativt påverka arter eller populationer både direkt (genom till exempel försämrad fortplantningsförmåga) och indirekt (genom att till exempel reducera den huvudsakliga bytesorganismen i ett område). En föroreningsbelastning inom eller i anslutning till ett skyddat område är särskilt allvarlig. Detta då en sådan belastning kan riskera att slå ut, eller kanske redan har slagit ut, hotade och skyddsvärda arter.

Belastningen från ett förorenat område bör således enligt SGI:s uppfattning inte ensamt eller tillsammans med andra faktorer hindra att arter uppvisar tillräcklig genetisk variation och gynnsam bevarandestatus eller inskränka förutsättningarna för att även känsliga arter ska kunna (åter-)etableras i recipienten. I praktiken innebär det bland annat att de effektbaserade koncentrationskriterier som används vid bedömning av belastning också bör skydda känsliga organismer, även sådana som för närvarande kanske inte lever i recipienten, men som skulle kunnat göra det.

2.2.5 Dricksvatten

Förorenade områden kan riskera att påverka dricksvattentäkter eller förhindra eller försvåra framtida användning av ett vatten för dricksvattenframställning. Dricksvatten- direktivet²¹ anger minimikrav för dricksvattenkvaliteten och har införlivats i svensk rätt genom livsmedelsförordningen (2006:813) och Livsmedelsverkets föreskrifter (LIVSFS 2017:2) om ändring i Livsmedelsverket föreskrifter (SLVFS 2001:30) om dricksvatten.

Dricksvattenföreskrifterna anger bland annat gränsvärden för ett stort antal ämnen.

Därutöver har Livsmedelverket tagit fram en åtgärdsgräns för summan av elva poly- och perfluorerade alkylsubstanser (PFAS-föreningar). Gränsvärdena avser egentligen inte råvatten. Det är dock rimligt, och i linje med vattendirektivets målsättningar, att utgå ifrån att någon extra rening, utöver den som redan används, inte ska behövas för att kunna använda ett råvatten för dricksvattenframställning. Gränsvärdena för dricksvatten är därför lämpliga som en del av bedömningen av belastning från förorenade områden.

Belastningen från ett förorenat område bör således enligt SGI:s uppfattning inte ensamt eller tillsammans med tillförsel från andra källor inskränka möjligheten att använda vattnet som råvatten vid dricksvattenproduktion.

2.2.6 Fritids- och yrkesfiske

Bioackumulerande och stabila ämnen kan ackumuleras i exempelvis fisk och skaldjur och på sikt därför utgöra en risk vid human konsumtion. Vissa av de biota-EQS som har etablerats kan anses skydda mot den här typen av risker.

19 Rådets direktiv 92/43/EEG av den 21 maj 1992 om bevarande av livsmiljöer samt vilda djur och växter

20 Havs- och vattenmyndighetens föreskrifter (HVMFS 2012:18) om vad som kännetecknar god miljöstatus samt miljökvalitetsnormer med indikatorer för Nordsjön och Östersjön

21 Kommissionens direktiv (EU) 2015/1787 av den 6 oktober 2015 om ändring av bilaga II och III till rådets direktiv 98/83/EG om kvaliteten på dricksvatten

Några juridiskt bindande gränsvärden som baseras på hälsorisker (tolerabelt dagligt intag, TDI) har inte etablerats, men Livsmedelsverket hänvisar till vattenförvaltningens gränsvärde för fisk som temporär åtgärdsnivå för perfluoroktansulfonsyra (PFOS) i fisk.

Vissa biota-EQS inom vattenförvaltningen baseras på de kriterier som ingår i

Kommissionens förordning om fastställande av gränsvärden för vissa främmande ämnen i livsmedel. Här noteras att gränsvärdena i denna förordning inte anger säkra nivåer för human konsumtion av fisk och skaldjur, se vidare i bilaga 1. Ett överskridande av kriterierna innebär dock att sådan fisk i normalfallet inte får saluföras internationellt²². Belastningen från ett förorenat område bör enligt SGI:s uppfattning inte inskränka möjligheter att bedriva yrkes- och/eller fritidsfiske. Belastningen bör således inte ensamt eller tillsammans med tillförsel från andra källor leda till att det uppstår sådana halter att det inte längre är säkert att äta fisken och/eller att gränsvärden för saluföring av fisk och skaldjur överskrids.

2.2.7 Stockholmskonventionen och POP-förordningen

Europaparlamentets och rådets förordning (EU) 2019/1021 av den 20 juni 2019 om långlivade organiska föroreningar (POPs-förordningen) genomför

Stockholmskonventionens bestämmelser inom EU.²³ POPs-förordningen gäller direkt i Sverige. Konventionen och förordningen omfattar så kallade POPs (persistenta organiska föroreningar), som sprids långväga via luft och dessutom bioackumuleras och

biomagnifieras. För närvarande ingår ett trettiotal ämnen och förordningen reglerar bland annat framställning och användning, men även lagerhållning, avfallshantering och utsläpp till luft, vatten och mark.

Bestämmelser och målsättningar i POPs-förordningen kan vara av relevans även för förorenade områden. Bestämmelserna avser visserligen inte primärt att reglera tillförsel från förorenade områden men utgår från ett miljöperspektiv. I Stockholmskonventionens artikel 6.1(e) nämns dessutom en tydlig koppling till förorenade områden: ”Endeavour to develop appropriate strategies for identifying sites contaminated by chemicals listed in Annex A, B or C; if remediation of those sites is undertaken it shall be performed in an environmentally sound manner”.

Användning av de avsiktligt framställda ämnena (såsom bekämpningsmedel och

industrikemikalier) som ingår i förordningen är idag i huvudsak antingen förbjuden eller kraftigt begränsad, vilket innebär att förorenade områden kan tänkas stå för en idag relativt stor andel av ”nytillförseln”.

Förordningen anger i artikel 6 (Minskning, minimering och eliminering av utsläpp) att medlemsländerna ska upprätta och kontinuerligt uppdatera utsläppsinventeringar för de

22 Sverige och några andra medlemsländer har beviljats permanent undantag från gränsvärdena för dioxiner och PCB, för vissa arter och områden. De fiskarter som undantaget gäller är vildfångad strömming/sill större än 17 cm, lax, röding, öring och flodnejonöga som fiskas i Östersjöområdet inklusive Vänern och Vättern.

Undantaget från gränsvärdet innebär att sådan fisk får säljas på den svenska marknaden men också till länder med motsvarande undantag, oavsett vilka halter dioxin och PCB de innehåller. Däremot får den inte säljas i de länder som inte har beviljats undantag.

23 EG undertecknade 1998 protokollet till 1979 års konvention om långväga gränsöverskridande luftföroreningar och 2001 Stockholmskonventionen om långlivade organiska föroreningar.

ämnen som anges i bilaga III till förordningen²⁴, avseende utsläpp till luft, vatten och mark. Medlemsstaterna ska också överlämna en handlingsplan (NIP) för kartläggning, bestämning och minimering i syfte att, så snart som möjligt och när det är genomförbart, uppnå en eliminering av de totala utsläppen. Planen innehåller vidare en bedömning för varje ämne som regleras av konventionen. Bedömningarna redogör för behovet av åtgärder och baseras på ämnenas användning, import och export, lagerhållning, avfall och förorenade områden; samt förekomst och trender i miljön för respektive ämne. Den nationella implementeringsplanen uppdateras löpande.

I den svenska inventeringen ingår även uppskattningar av antalet förorenade områden där konventionsämnen kan förekomma. Slutsatsen är för t.ex. dioxiner att ”källor och exponeringsvägar behöver identifieras betydligt mer detaljerat än hittills, både för luftburna emissioner och för vattenburna emissioner från exempelvis fiberbankar vid äldre skogsindustrier”. Målsättningen för dioxiner är i den svenska planen ”att halterna av dioxin och dioxinlika PCB:er i all fisk i svenska vatten ska vara så låga att fisken kan ätas utan begränsande kostråd, även av barn och kvinnor i fertil ålder, senast år 2030”.

Emissioner och deposition av dioxin behöver därmed ”minskas rejält och Sverige behöver vidta kraftfulla nationella åtgärder och samtidigt bidra till internationella åtgärder i vårt närområde” (Naturvårdsverket, 2017)²⁵.

Sammanfattningsvis kan konstateras att spridningen av POPs bör hållas på en

miniminivå. SGI anser därför att det behövs strikta bedömningar av belastningen av de ämnen som regleras genom POPs-förordningen. Detta gäller i synnerhet för de ämnen som är med i bilaga III till förordningen för vilka det finns ett uttalat utfasningsmål. Se vidare i bilaga 4 till denna rapport.

2.3 Miljökvalitetsmålen och Agenda 2030

2.3.1 De svenska miljökvalitetsmålen

Det övergripande målet för den svenska miljöpolitiken är att till nästa generation lämna över ett samhälle där de stora miljöproblemen är lösta (det så kallade generationsmålet som beslutats av Riksdagen). Både miljökvalitetsmålen och miljölagstiftningen är viktiga verktyg för att nå detta mål.

Miljökvalitetsmålen är riktmärken för miljöarbetet och kan vara till ledning vid tillämpningen av lagstiftningen på miljöområdet. I miljöbalkens portalparagraf slås nämligen fast att balken syftar till att främja en hållbar utveckling. Vad en hållbar

utveckling innebär, kan då förstås med hjälp av miljökvalitetsmålen och de globala målen för hållbar utveckling (Agenda 2030). Dessa och miljöbalken går således hand i hand, med miljöbalken som det juridiska redskapet för att nå målen.

Det mest centrala miljökvalitetsmålet när det gäller föroreningsspridning från förorenade områden är målet Giftfri miljö.

24 Polyklorerade dibenso-p-dioxiner och dibensofuraner (PCDD/PCDF) Polyklorerade bifenyler (PCB), Hexaklorbensen (HCB), Polyaromatiska kolväten (PAH), Pentaklorbensen, Hexaklorbutadien, Polyklorerade naftalener

25 Genomförandeplanen har sedan dess uppdaterats med nya ämnen, se Naturvårdsverkets rapport 6943 (Naturvårdsverket, 2020), men för dioxiner hänvisas till bedömningen i rapport 6794.

Miljökvalitetsmålet Giftfri miljö

Förekomsten av ämnen i miljön som har skapats i eller utvunnits av samhället ska inte hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden. Halterna av naturfrämmande ämnen är nära noll och deras påverkan på människors hälsa och ekosystemen är försumbar. Halterna av naturligt förekommande ämnen är nära bakgrundsnivåerna.

Miljökvalitetsmålet Giftfri miljö har preciserats enligt följande när det gäller just

förorenade områden: ”Förorenade områden är åtgärdade i så stor utsträckning att de inte utgör något hot mot människors hälsa eller miljön.”

Av relevans i detta sammanhang är även de tre vattenrelaterade miljökvalitetsmålen:

• Levande sjöar och vattendrag

• Hav i balans samt levande kust och skärgård

• Grundvatten av god kvalitet

Levande sjöar och vattendrag har en precisering som innebär att god status i enlighet med vattenförvaltningsförordningen ska uppnås och motsvarande precisering finns även för de andra två vattenrelaterade miljökvalitetsmålen. För Hav i balans ingår även att god miljöstatus enligt havsmiljöförordningen ska uppnås. Andra preciseringar till dessa vattenrelaterade miljökvalitetsmål är relaterade till skydd av arter och biologisk mångfald samt skydd av dricksvattenförsörjningen.

Förorenade områden nämns inte vare sig i etappmål eller i preciseringar för dessa tre vattenrelaterade miljökvalitetsmål. Men om belastningen från ett förorenat område, ensamt eller tillsammans med annan belastning, leder till att exempelvis god status inte kan uppnås, den biologiska mångfalden hotas eller att en vattenresurs inte kan användas för dricksvattenproduktion, kommer det förorenade området att bidra till att de

vattenrelaterade miljökvalitetsmålen inte kan uppfyllas.

Även om miljökvalitetsmålen inte är rättsligt bindande, utgör de ett viktigt underlag vid tolkningen av miljölagstiftningen, se till exempel MÖD 2006:53. Giftfri miljö indikerar genom sin definition att det som eftersträvas är att halterna av naturfrämmande ämnen ska vara nära noll och att halterna av naturligt förekommande ämnen är nära

bakgrundsnivåerna (och här får man utgå ifrån att det är naturliga bakgrundsnivåer som avses). Om det ska vara möjligt att nå miljökvalitetsmålet är det således inte tillräckligt att begränsa tillförseln av föroreningar till under de nivåer som utgår från effektbaserade koncentrationskriterier. Detta utvecklas vidare i avsnitt 3.2.

2.3.2 Globala hållbarhetsmål – Agenda 2030

Det finns även globala, vattenrelaterade miljökvalitetsmål av relevans i det här

sammanhanget. FN beslutade 2015 om en Agenda 2030, med 17 globala hållbarhetsmål med syfte att vi ska uppnå en socialt, miljömässigt och ekonomiskt hållbar värld. Den miljömässiga hållbarheten handlar här om att hushålla med naturens resurser för att tillförsäkra framtida generationer en god livsmiljö.

De globala hållbarhetsmål och delmål som framför allt berörs av arbetet med förorenade områden är:

• Mål 3 – God hälsa och välbefinnande

o 3.9 Minska antalet sjukdoms- och dödsfall till följd av skadliga kemikalier och föroreningar

• Mål 6 – Rent vatten och sanitet för alla

o 6.3 Förbättra vattenkvalitet och avloppsrening samt öka återanvändning o 6.6 Skydda och återställ vattenrelaterade ekosystem

• Mål 11 – Hållbara städer och samhällen o 11.6 Minska städers miljöpåverkan

• Mål 12 – Hållbar konsumtion och produktion

o 12.4 Ansvarsfull hantering av kemikalier och avfall

• Mål 14 – Hav och marina resurser o 14.1 Minska föroreningar i haven o 14.2 Skydda och återställ ekosystem

• Mål 15 – Ekosystem och biologisk mångfald

o 15.1 Bevara, restaurera och säkerställ hållbart nyttjande av ekosystem på land och i sötvatten

o 15.5 Skydda den biologiska mångfalden och naturliga livsmiljöer De svenska miljökvalitetsmålen omhändertar den ekologiska dimensionen av de globala hållbarhetsmålen. Det bör dock uppmärksammas att vissa delmål till hållbarhetsmålen har en tydlig tidsangivelse för när delmålet ska vara uppnått, något som kan vara av relevans vid bedömning av belastning från förorenade områden.

2.4 Hur belastningsfrågan har hanterats i praxis

Hur en författning ska tolkas och tillämpas avgörs slutligen i domstol. De domar som är prejudicerande (praxis) guidar myndigheter och andra aktörer i hur reglerna inom ett visst område ska tillämpas i praktiken. Det är därför viktigt att i detta sammanhang gå igenom hur belastningsfrågan har hanterats i praxis.

2.4.1 Belastning från förorenade områden

Belastning från förorenade områden har endast sparsamt hanterats av Mark- och miljööverdomstolen, som normalt är den högsta instansen i miljömål och vars

avgöranden därför är vägledande. Det innebär att det finns få rättsfall som kan ligga till grund för hur belastning från förorenade områden ska bedömas.

Det mest relevanta avgörandet gäller Trafikverkets impregneringsanläggning i Nässjö²⁶. Målet handlade dock inte om belastning på en stor recipient med stor utspädning, utan om en förhållandevis liten recipient. Dåvarande Miljööverdomstolen gjorde i domskälen en jämförelse mellan spridningen av arsenik från kvarlämnade massor och de krav som gäller för avfallsdeponering av arsenikhaltiga massor. Domen innebar att strängare, och därmed dyrare, åtgärdskrav ställdes än vad Trafikverket hade åtagit sig. Detta bland annat eftersom avfallsbestämmelserna, med hänsyn till risken för spridning av arsenik,

26 MÖD 2010:45

skulle ha ställt betydligt strängare krav på inkapsling än det åtgärdsalternativ som Trafikverket hade åtagit sig skulle ha medfört.

Av domen går det att dra slutsatsen att det vid bedömning av vad som är acceptabel belastning, är i sin ordning att jämföra med vad som accepteras inom andra områden. I detta fall med inkapslingskrav vid deponier för farligt avfall. Deponier kan betraktas som planerat förorenade områden och belastningen från förorenade områden kan därmed jämföras med den belastning som kommer från deponier. Spridning från deponier regleras i förordning (2001:512) om deponering av avfall. Där anges bland annat krav på geologiska barriärer som förhindrar eller åtminstone fördröjer spridningen. Utöver krav på geologisk barriär ställs i tillståndsvillkor också krav på maximalt tillåtna halter i lakvatten från deponin.

En annan slutsats som kan dras av domen Trafikverket i Nässjö är att inte enbart kostnaden avgör vad som är miljömässigt motiverade efterbehandlingsåtgärder. Även andra faktorer måste vägas in när åtgärd och åtgärdsmål väljs. Med andra faktorer avses bland annat de risker som är förknippade med kvarlämnade mängder förorening och de allmänna förutsättningarna för att åtgärda föroreningen, speciellt i ett långsiktigt perspektiv.

Avslutningsvis ska betonas att det i 2 kapitlet 7 § andra stycket miljöbalken finns ett undantag från den så kallade rimlighetsavvägningen. Rimlighetsavvägningen innebär normalt att en avvägning ska göras mellan nyttan av skyddsåtgärder och kostnaderna för sådana åtgärder. Undantaget i andra stycket innebär att de krav på försiktighetsmått och skyddsåtgärder med mera ska ställas, som behövs för att säkerställa att kraven på att följa miljökvalitetsnormerna i 5 kapitlet 4 och 5 §§ miljöbalken uppfylls.

2.4.2 Osäkerheter i kunskapsunderlaget

Även andra domar, som inte direkt hanterar frågor relaterade till förorenade områden, kan vara användbara för att uttolka principiella frågeställningar. Det finns till exempel ofta stora osäkerheter kring frågeställningar som rör belastning. Det gäller exempelvis både själva kvantifieringen av föroreningsbelastningen och de eventuella effekter som kan uppstå när stora mängder föroreningar tillförs miljön.

Ett fall i dåvarande Miljööverdomstolen²⁷ gällde en dumpningsdispens i ett Natura 2000- område. Eftersom den tänkta dumpningsplatsen var belägen inom ett sådant område behövdes särskilt tillstånd för att få vidta åtgärden, utöver dispens från dumpnings- förbudet. I domskälen fördes följande resonemang:

”Det förhållandet att det än så länge finns brister i kunskaperna om utbredning, bevarandestatus m.m. för de naturtyper som Natura

2000-området avser att skydda kan enligt Miljööverdomstolens mening inte leda till ett minskat skydd för området. Bristen på kunskap ska inte gå ut över naturmiljön, utan bör drabba den

störande verksamheten.”

27 MÖD 2011:50

Miljööverdomstolen konstaterade också att ”Eftersom dumpningsplatsen är belägen inom ett Natura 2000-område, som omfattar känsliga livsmiljöer för djur och växter, kan även en liten pålagring orsaka skada.” Tillstånd till åtgärden inom Natura 2000- området nekades och dispens från dumpningsförbudet medgavs ej.

Domen innebär att osäkerheter och brist på kunskap i samband med bedömning av belastning inte bör gå ut över miljön.

2.4.3 Kumulativa effekter

Miljön påverkas ständigt av en mängd samverkande faktorer varvid det kan uppstå så kallade kumulativa effekter. Kumulativa effekter härrör från en eller flera verksamheter, åtgärder eller förorenade områden och i ett svenskt sammanhang används uttrycket för effekter som kan vara antingen additativa, synergistiska eller motverkande.²⁸

Belastning från ett enskilt förorenat område som kan anses obetydlig ur ett recipient- perspektiv kan tillsammans med belastning från andra utsläppskällor till samma recipient leda till att negativa effekter uppstår.

Hur kumulativa effekter ska bedömas är dock oklart. Till exempel är praxis obefintlig vad gäller kumulativa effekter från förorenade områden, varför ledning får sökas från andra områden såsom tillståndsprövningar. Kumulativa effekter måste nämligen tas med i miljökonsekvensbeskrivningar vid ansökan om till exempel tillstånd till miljöfarlig verksamhet. Görs inte detta kan ansökan avvisas. Kumulativa effekter kan leda till begränsning av den sökta verksamheten eller till nekat tillstånd i särskilt allvarliga fall.

Installation av avloppsanläggningar i vattenmiljöer har varit föremål för Mark- och miljööverdomstolens²⁹ prövning vid flertalet tillfällen och här har frågan om kumulativa effekter tagits upp. Avloppsanläggningar är normalt inte ifrågasatta på grund av

spridning av toxiska ämnen, utan i stället på grund av att de ger upphov till övergödning.

Vid såväl avloppsanläggningar, som vid spridning till vatten från förorenade områden, handlar det dock om vilken belastning på vattenmiljön som kan accepteras.

För avloppsanläggningar finns en tydlig praxis³⁰ om att kumulativa effekter – även på sikt – från installation av flera avloppsanläggningar måste beaktas i samband med att varje enskild anläggning prövas. Man ska alltså i det sammanhanget ta hänsyn till följderna av om motsvarande avloppsanläggningar skulle installeras generellt inom ett större område inom vilket den aktuella fastigheten ingår.

SGI anser att det på motsvarande sätt är rimligt att hänsyn tas till kumulativa effekter när en bedömning av acceptabel belastning från ett förorenat område görs. De kumulativa effekterna behöver då avse såväl den totala effekten av flera decenniers belastning från det aktuella förorenade området, som den sammanlagda effekten på recipienten utifrån

28 En additativ effekt uppstår när två eller flera effekter tillsammans leder till en effekt som är lika stor som summan av de individuella effekterna. En synergistisk effekt uppstår när två eller flera effekter tillsammans leder till en effekt som är större än summan av de individuella effekterna. En motverkande effekt innebär att effekterna från fler än en aktivitet är mindre än summan av var och en. Se prop. 2016/17:200, s. 78.

29 Se till exempel Mark- och miljööverdomstolens dom den 27 april 2017 i mål nr M 2917-16 och Mark- och miljööverdomstolens dom den 5 april 2018 i mål nr M 10984-16.

30 MÖD 2006:27 och MÖD 2017:52

eventuellt flera förorenade områden som belastar den, likväl som andra belastningskällor, till exempel miljöfarliga verksamheter, men även framtida tänkbara källor.

Generellt innebär detta att det vid bedömning av acceptabel belastning måste tas särskild hänsyn till om de aktuella ämnena är svårnedbrytbara, ackumulerande eller på annat sätt särskilt benägna att stanna kvar i miljön, se även avsnitt 3.4. Utöver denna särskilda hänsyn måste också undersökas huruvida flera förorenade områden belastar den aktuella recipienten och om andra källor till föroreningar, typiskt sett miljöfarliga verksamheter, finns eller kan tänkas bli aktuella och inverka på recipienten. Ett första steg i att göra detta är att för vattenförekomster söka fram vilka fler betydande påverkanskällor som har identifierats av vattenmyndigheten.

2.5 Lokala riktlinjer för utsläpp

Verksamhetsutövaren är alltid ansvarig för utsläpp från sin verksamhet, bland annat i avseende att minimera miljöbelastningen samt att ha kunskap om miljöeffekterna. För utsläpp av förorenat vatten till recipient finns idag få nationella riktlinjer, generella begränsningsvärden eller liknande. För att tydliggöra för verksamhetsutövare och för att underlätta för tillsynsmyndigheter, har man dock på flera håll arbetat fram lokala

riktlinjer för vissa ämnen och typer av utsläpp, såsom dagvatten och länsvatten. Riktlinjer av denna typ är inte juridiskt bindande, men är utarbetade för att återspegla de

bestämmelser och den praxis som finns.

Ett exempel är Göteborgs stads generella riktlinjer för utsläpp av förorenat vatten till dagvattennät och recipient (Göteborgs stad, 2020). I riktlinjerna finns värden som avser halter i utsläppt vatten och inte halter i recipienten. Riktlinjerna har tagits fram lokalt för Göteborgs stad, men även andra kommuner och andra tillsynsmyndigheter refererar till dessa värden.

Riktlinjerna är egentligen källoberoende, men urvalet av parametrar omfattar ämnen som är vanligt förekommande i dagvatten. Värdena baseras på olika typer av underlag

beroende på ämne. Vissa metallvärden baseras till exempel på nationella bakgrundshalter (Naturvårdsverket, 1999a), andra på effektnivåer (såsom haltkriterier i direktivet om prioriterade ämnen), men i något fall även på tekniska aspekter. Vid vissa tillfällen, som för extra skyddsvärda recipienter eller recipienter som är mindre skyddsvärda, anges att platsspecifika riktvärden kan behöva tas fram. Det finns även ett villkor för vattenflödet, som innebär att flödet i utsläppspunkt i recipient (momentanvärde) som högst får utgöra 10 % av recipientens momentanflöde, det vill säga utspädningen behöver vara minst 10 gånger.

3 Sätt att bedöma belastning från förorenade områden på ytvattenrecipienter

Begreppslista till kapitel 3

I detta kapitel används följande begrepp:

• AA-EQS: (AA, Annual Average). Årsmedelvärde som avser att skydda mot effekter som kan uppstå vid långtidsexponering.

• Bakgrundshalt: Begreppet kan definieras olika beroende på sammanhang och avse både naturlig eller förindustriell bakgrundshalt och den halt som idag förekommer i bakgrundsområden, men även uppströms en källa. I denna rapport avses, om inget annat framgår, rådande bakgrundshalt (se förklaring nedan).

• BCF: Biokoncentrationsfaktor. Kvoten mellan föroreningskoncentration inuti en organism och omgivande vatten.

• BMF: Biomagnifikationsfaktor. Kvoten mellan föroreningskoncentration inuti en organism och dess bytesdjur.

• Effektbaserat koncentrationskriterium: En uppskattning av vid vilken koncentration det inte kommer att uppstå några negativa (toxiska) effekter. Baseras normalt på

laboratoriestudier av toxiciteten hos ämnet. Exempelvis EQS-värden framtagna inom vattenförvaltningen.

• EQS-värde: (EQS, Environmental Quality Standard) avser här de effektbaserade bedömningsgrunder som anges för farliga ämnen i HVMFS 2019:25.

• Kow: Fördelningskoefficient mellan oktanol och vatten.

• Koc: Fördelningskoefficient mellan organiskt kol och vatten.

• MAC-EQS: (MAC, maximum allowed concentration) avser maximalt tillåten koncentration vid ett enskilt mättillfälle i vatten. Avser att skydda vattenlevande organismer mot akuttoxiska effekter.

• PBT: Persistent (svårnedbrytbart), bioackumulerbart och toxiskt ämne.

• Riskkvot: Uppmätt eller beräknad halt förorening dividerad med effektbaserat

koncentrationskriterium. Ju högre kvot desto större risk för effekter. En riskkvot >1 är inte acceptabel.

• Rådande bakrundshalt: Den halt som idag råder i bakgrundsområden. I denna rapport avses framför allt föroreningshalt som uppmätts (i vatten, sediment eller biota) uppströms det förorenade området.

• Trofinivå: Den position en organism har i en näringskedja. Primärproducenter såsom växter har trofinivå 1, medan växtätare intar position 2 och så vidare.

• uPBT: Allmänt spridda (ubiquitous) PBT-lika ämnen, specificerade i HVMFS 2019:25.

• vPvB: Mycket (very) persistent och mycket (very) bioackumulerbart ämne.