Remissyttrande angående vägledningsmaterial om förorenade områden (åtgärdsmål, riskbedömning, åtgärdsutredning, riskvärdering m.m.

Transkript

1 1(9) Remissyttrande angående vägledningsmaterial om förorenade områden (åtgärdsmål, riskbedömning, åtgärdsutredning, riskvärdering m.m.) Dokument: Att välja efterbehandlingsåtgärd. En vägledning från övergripande till mätbara åtgärdsmål. Remissinstans: Ragn-Sells AB, Kontaktperson Eva Wall, tele Rapporten redovisar på ett ambitiöst och övergripande sätt kunskapsläget i Sverige avseende de utredningar som ingår i ett efterbehandlingsprojekt. Det är bra med ett dokument som på ett samlat sätt beskriver detta. Likaså beskrivs många av de faktorer som behöver beaktas i ett efterbehandlingsprojekt. Frågan är dock om rapporten kan göra anspråk på att vara en vägledning? Rapporten tar ett stort grepp och intrycket är att den därför mer blir en beskrivning än en vägledning. I inledningen anges att vägledningen visar på vägen till ett beslut om efterbehandling utan att för den skull precisera exakt hur respektive steg måste genomföras. Det är bra att rapporten inte gör anspråk på att detaljstyra men ett något större mått av hur bör förväntas av en vägledning. Det gäller i synnerhet avsnitt 5 och 6. I rapporten redovisas återkommande möjliga utgångspunkter för en efterbehandling; nationella miljömål, aktörers policy, juridiska krav och ekonomiska förutsättningar. Det bör understrykas att det finns behov av tydlighet i vägledningen kring vilken utgångspunkt som är styrande, alternativt på vilket sätt de olika utgångspunkterna bör vägas samman. Detta är mycket viktigt eftersom den valda linjen påverkar processens innehåll och efterbehandlingsåtgärdens ambitionsnivå i hög grad. Det finns idag en stor osäkerhet, bl a på många tillsynsmyndigheter, när det gäller om och hur långt en efterbehandling ska genomföras. Är det acceptabel risknivå eller de miljöpolitiska målen med 1000-års perspektiv som ska vara styrande? I vilka situationer är det rimligt att de nationella miljömålen styr ambitionsnivån (d v s sanering ned till naturliga bakgrundshalter)? I avsnitt anges att miljömålsbaserade efterbehandlingar som ska säkerställa ett område i ett 1000-årigt perspektiv i många fall är orealistiska. Likaså ges i bilaga 8 en rekommendation att miljöpolitiska mål inte skall användas för att bedöma behovet av efterbehandling enligt miljöbalken. Rapporten förutsätter att det finns tid och resurser att avsätta för omfattande utredningsarbete vilket antyder att vägledningen i första hand riktar sig till större bidragsfinansierade efterbehandlingsprojekt. I efterbehandlingsprojekt som initieras enligt det s k tillsynsspåret går det inte att förutsätta att dessa resurser finns. Det är mycket bra att det finns en ordlista med den terminologi som används i dokumentet. Dock bör användningen av riskbegreppen i dokumentet ses över (se kommentarer på detaljnivå). Att författarna har valt en annan tolkning av begreppet efterbehandling än miljöbalkens definition är naturligtvis olyckligt och bör korrigeras.

2 2(9) Redaktionellt och layoutmässigt är det en fördel om rapporten ses över och görs mer läsvänlig Som processbeskrivning betraktat så bör den input som startar processen göras tydligare. I avsnitt anges att processen handlar om riskhantering. Det antyder att processen initieras av att det redan finns information eller misstanke om att området är så förorenat att det utgör oacceptabel risk. Det är lämpligt att åskådliggöra detta i den schematiska presentationen i figur 1.1. När det gäller figuren är det en fördel om högerpilarna från beslutsrutorna Utredningsbeslut, Beslut om åtgärdsbehov och Genomförandebeslut kommenteras Om ett område inte bedöms vara i behov av efterbehandlingsåtgärder görs inte någon anmälan eller tillståndsansökan. Tillsynsmyndigheten måste då underrättas på annat sätt Vad avses med akuta risker? 4.2 punkt 2 Det är bra om avsnittet ägnar lite mer utrymme åt den slutsats som innebär att inga efterbehandlingsåtgärder behövs. 4.3 punkt 6 Att bedöma risker som planerade efterbehandlingsåtgärder kan ge upphov till inom ramen för riskbedömningen är svårt. Den informationen finns normalt inte tillgänglig när riskbedömningen görs. Den bedömningen bör rimligen göras inom ramen för åtgärdsutredningen och/eller riskvärderingen Tabell 5.1 I tabell 5.1 ges en principiell ranking av metoder för hantering av föroreningar. Hantering är ett begrepp som ofta omfattar från vaggan till graven och därför borde också rankingen ta hänsyn (ge vägledning) till åtgärdens totala miljöbelastning (transporter, maskiner, etc) samt nyanseras med avseende på föroreningarnas potens (t ex utfasningsämnen, CRM-ämnen) Med hänsyn till klimatfrågans aktualitet och tyngd är det lite anmärkningsvärt att den totala miljöbelastningen av en efterbehandlingsåtgärd endast redovisas som en ytterligare faktor som bör beaktas. Här finns det sannolikt ett större behov av vägledning än en hänvisning till LCA. Att hänvisa till utförande av en LCA är dessutom att begära omfattande arbete för samtliga problemägare parallellt samtidigt som bedömningarna kommer att variera lika brett som de olika LCA-metoderna gör Checklistans första och sista punkt bör formuleras om eftersom de kan försvåra riskreduktion till acceptabel nivå. Det bästa blir det godas fiende I avsnittet anges att riskkriterier har stor betydelse för att kommunicera resultat från riskanalyser. Riskanalys är ett begrepp som omfattar systematisk identifiering av riskkällor och värdering av risker. Från den synvinkeln är begreppet rätt använt men det används inte för övrigt i det nu remitterade vägledningsmaterialet. Det bör därför definieras alternativt ersättas med resultatet av riskvärderingen eller liknande Hela avsnittet om värderingskriterier bör förtydligas och i synnerhet hur kriterierna ska kopplas till riskmatriserna (figur 6.1). Matriserna

3 3(9) innehåller klassindelningar av sannolikhet (liten till mycket hög) och konsekvens (små till extrema) vilket betyder att dessa klasser måste definieras. Av texten fås uppfattningen att det är beslutsfattaren (?) som ska definiera dessa klasser liksom gränsen mellan acceptabel och oacceptabel risk utifrån ett antal värderingskriterier som redovisas i tabellerna Hur detta ska göras framgår inte och bör därför exemplifieras. Det skulle t ex vara till stor vägledning om Naturvårdsverket upprättade nationella riskmatriser för effektbaserade hälso- och miljörisker (kriterium 1 och 2 i tabell 6.1). Projektspecifika riskmatriser för miljö- och hälsoeffekter för att avgöra vilka miljö- och hälsorisker som är acceptabla respektive oacceptabla är inte att rekommendera. Kriterierna för vad som är en acceptabel respektive oacceptabel miljö- och hälsorisk bör vara fastställda redan innan projektet startar och även användas inom ramen för riskbedömningen. Möjligtvis kan det vara lämpligt att ha projektspecifika matriser vad avser ekonomiska värderingskriterier då problemägarnas betalningsförmåga kan variera. B 8.5 Att sedan den ekonomiska värderingen blir styrande för efterbehandlingens ambitionsnivå ska inte påverka vad som är acceptabelt/oacceptabelt från miljö- och hälsosynpunkt. Om en efterbehandlingsåtgärd uteblir eller inte leder till att miljö- och hälsoriskerna reduceras till en acceptabel nivå bör dessa risker hanteras fortsättningsvis. Samma krav ska ställas på ersättningsmassorna oavsett om det är massor som har behandlats on site elller off site. Situationen idag är att det ställs högre krav på massor som behandlats off site. På områden där platsspecifika riktvärden har beräknats bör dessa värden även vara tillämpliga för ersättningsmassorna under förutsättning att de inte samtidigt innebär en ökad risk eller belastning på recipienten. Behandlade överskottsmassor på behandlingsanläggningar riskerar inom en snar framtid att bli ett förvaringsproblem och ta värdefulla utrymmen i anspråk som skulle kunna nyttjas för andra viktigare ändamål. För att sanerande aktörer ska få ekonomiska incitament att vidareutveckla behandlingstekniker för förorenade massor krävs att det finns en avsättning, en marknad. I punkt 4 anges att förorenande ämnen inte får tillföras området med ersättningsmassorna. Med detta förstås att ämnen i koncentrationer överstigande områdets bakgrundshalter inte får tillföras. Det bör formuleras om så att ersättningsmassor som uppfyller platsspecifika riktvärden kan användas under förutsättning att de inte samtidigt innebär en ökad risk eller belastning på recipienten. I avsnittet bör det finnas en rekommendation att återvunna massor bör

4 4(9) användas framför jungfruliga massor (t ex naturgrus), under förutsättning att geotekniska och miljömässiga krav uppfylls. En grundläggande förutsättning är att tillämpningen sker med stor försiktighet. Det gäller i synnerhet massor som innehåller utfasningsämnen där återanvändningen bör vara mycket restriktiv.

5 5(9) Dokument: Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. Remissinstans: Ragn-Sells AB, Kontaktperson Eva Wall, tele Även denna rapport redovisar på ett är ambitiös och omfattande sätt Naturvårdsverkets syn på hur förorenade områden ska riskbedömas. Naturvårdsverket har sedan tidigare valt en riskbedömningsmetodik och en terminologi som skiljer sig från den metodik som t ex arbetsmiljöverk och räddningsverk har tillämpat framgångsrikt under en lång tid. Det kan bidra till begreppsförvirring och kommunikationssvårigheter varför det vore värdefullt att även denna rapport försågs med definitioner av de facktermer och begrepp som används. Ett generellt intryck är att sannolikhetsbegreppet tillmäts för liten betydelse i metodiken. Detta i kombination med hänvisningar till användning av försiktighetsprincipen och uppmätta maxhalter samt inbyggda säkerhetsmarginaler i riktvärdesmodellen bedöms leda till att konsekvenserna överdrivs generellt. De tre första kapitlen är mycket bra och beskriver risker och riskbedömning i ett övergripande perspektiv. Här framgår att risk normalt uttrycks som sannolikheten för och konsekvensen av en händelse som kan orsaka skada på människor eller miljö. En rekommendation är att det förklaras hur dessa centrala riskbegrepp (sannolikhet och konsekvens) kopplas till den metodik som redovisas fortsättningsvis. D v s att sannolikheten (för exponering och effekt) bedöms inom ramen för exponeringsanalysen och konsekvenserna hanteras inom ramen för effektbedömningen. Kapitel 4 innehåller med några få undantag (se detaljnivå) en bra redovisning av hur grunden för riskbedömningen ska läggas. Därefter blir det svårare att följa hur metodiken ska tillämpas. Placeringen av kapitlet Riskklassning och förenklad riskbedömning kan ifrågasättas. Det hade varit enklare att följa metodiken om de efterföljande kapitlen avhandlat Bedömning av halter, spridning och exponering respektive Bedömning av effekter. Nuvarande kapitel 5 bör i likhet med Fördjupad riskbedömning redovisas under ett kapitel med namnet Sammanvägd riskbedömning. Det finns skäl att se över disponeringen för att öka läsvänligheten. Eftersom vägledningen vänder sig till en mycket bred målgrupp av myndigheter, problem ägare och konsulter ställs höga pedagogiska krav. En slutsats är att pedagogiken i rapporten inte kan anses uppfylla dessa krav utan förutsätter både förkunskaper och erfarenhet hos läsaren. Utan en bättre pedagogik blir inte vägledningen användbar för mindre erfarna användare.

6 6(9) punkt 1 Det är orimligt att vid en riskbedömning begära att hänsyn ska tas till så långa tidsperspektiv som år. En sådan riskbedömning är förknippad med så stora osäkerheter att den inte blir trovärdig. Att initiera åtgärder som ska säkerställa ett område under så lång tid kan inte baseras på en riskbedömning utan måste baseras på miljöpolitiska grunder punkt 4 Huruvida policybeslut ska införlivas i riskbedömningsmodellen bör noga övervägas. Ett policybeslut som t ex anger att all mark för bostadsbebyggelse ska uppfylla riktvärdena för KM innebär att det egentligen inte finns något behov av en riskbedömning Förtydliga vilken bakgrundshalt som avses i avsnittet. Det talas både om naturliga bakgrundshalter och bakgrundshalter (d v s naturliga halter inkl antropogena diffusa tillskott) Samma kommentar som ovan Är det verkligen den förenklade riskbedömningen som avses? Det är inte tydligt om beräkning av platsspecifika riktvärden tillämpas inom den förenklade eller fördjupade riskbedömningen. I rapporten Riktvärden för förorenad mark anges i sammanfattningen att platsspecifika riktvärden tillämpas både vid förenklad och fördjupad riskbedömning. Här behövs ett förtydligande Tabell 5.1 Hänsyn bör även tas till belastning från naturlig vittring och diffus spridning från olika typer av markanvändning (t ex dagvatten från tätorter, skogs- och jordbruk) Här redovisas att två principiella riskbedömningsmetoder kan användas separat eller i kombination. Det bör tydligare framgå vilket angreppssätt som metodiken i rapporten beskriver. I de följande beskrivningarna ges intrycket av att det ibland är det ena angreppssättet som beskrivs och ibland det andra. En renodlad beskrivning av respektive metod är därför önskvärd.

7 7(9) Dokument: Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. Inklusive bilaga 1, 2 och 3. Remissinstans: Ragn-Sells AB, Kontaktperson Eva Wall, tele Modellbeskrivningen och vägledningen har endast gåtts igenom översiktligt. Under förutsättning att riktvärdena tillämpas på det sätt som beskrivs i rapporten Riskbedömning av förorenade områden finns inte något att invända mot materialet Det vore en stor fördel för både förståelse och acceptans med en redovisning av hur de schablonnivåer, (50, 20 och 10 %) som tillämpas vid beräkning av tolerabelt dagligt intag från förorenade områden, tagits fram.

8 8(9) Dokument: Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. Bilaga 4. Handledning för beräkningsprogram. Remissinstans: Ragn-Sells AB, Kontaktperson Eva Wall, tele Handledningen fungerar tillfredsställande vid användning av beräkningsprogrammet.

9 9(9) Dokument: Beräkningsverktyg för riktvärden för förorenad mark (Excel) Remissinstans: Ragn-Sells AB Verktyget har vid ett fåtal övningar visat sig fungera tillfredställande tillsammans med handledningen.