Sediment från Surte båtklubb Toxicitetsidentifiering och giftighet för Dahpnia magna och Hyalella azteca. Liselotte Lindgren

Transkript

1 Sediment från Surte båtklubb Toxicitetsidentifiering och giftighet för Dahpnia magna och Hyalella azteca Liselotte Lindgren Självständigt arbete i miljövetenskap 15 hp Institutionen för växt- och miljövetenskaper Göteborgs universitet Maj 2011

2 Sammanfattning Syftet med denna studie var att undersöka toxicitet för Daphnia magna och Hyalella azteca av sedimentprover från Surte båtklubb. Huruvida lipofila ämnen, anjoner eller katjoner påverkade toxiciteten i sedimenten för Daphnia magna skulle även undersökas. Undersökningen genomfördes på sediment från Surte båtklubb. Fyra prover togs av sedimentet i samband med att sedimentet grävdes bort från älven för att deponeras. Toxicitetstestet genomfördes som akut test (immobilitet) med juvenila Daphnia magna och vuxna Hyalella azteca. Undersökningen av huruvida lipofila ämnen, anjoner eller katjoner påverkade toxiciteten gjordes med hjälp av en C18-kolonn, en CM-kolonn och en QMAkolonn, genom vilka vatten från en blandning av centrifugerat sediment och vatten filtrerades. Efter 24 och 48 timmar avlästes rörlighet för Daphnia magna. Sedimentetproverna från Surte båtklubb varierade i giftighet. Vissa av proverna verkade inte vara giftiga för Daphnia magna eller Hyalella azteca, medan andra prover verkade vara mycket giftiga. Toxiciteten ökade för Daphnia magna efter 48 timmar jämfört med efter 24 timmar. Det gick inte att dra några slutsatser av toxicitetsidentifieringen, men tidigare analyser visade att sediment från båtklubben i Surte innehöll höga halter av koppar, krom, arsenik, nickel och zink som avvek mycket från jämförelsevärdet. Även halterna av bly var höga och avvek från jämförelsevärden. Vid toxicitetsidentifieringen borde därför CM-kolonnen haft en positiv effekt på Daphnia magna s rörlighet. Ingen statistiskt signifikant skillnad gick dock att se för Daphnia magna s rörlighet i de olika proverna efter toxicitetsidentifieringen. 1

3 Summary The aim of this study was to investigate the toxicity to Daphnia magna and Hyalella azteca from sediment samples from Surte boat club. Whether lipophilic substances, anions or cations affected the toxicity of sediments to Daphnia magna were also investigated. The survey was conducted on sediments from Surte boat club. Four samples of sediment were collected when the sediment was dug away from the river to be deposited. The toxicity was investigated using mobility of Daphnia magna and Hyalella azteca. The toxicity test was conducted with juvenile Daphnia magna and adult Hyalella azteca. The examination of wheter lipophilic substances, anions or cations affected the toxicity to Daphnia magna was made using a C18 column, a CM-column and a QMA column through which the centrifuged sediment and water was filtered. After 24 and 48 hours the mobility of Daphnia magna was examined. The sedimentet samples from Surte boat club ranged in toxicity. Some of the samples did not appear to be toxic to Daphnia magna or Hyalella azteca, while other samples appeared to be highly toxic. The sediment samples were more toxic to Daphnia magna after 48 hours compared with after 24 hours. I was unable to draw any conclusions of the toxicity identification, but the earlier analysis showed that sediment from the boat club in Surte contained high concentrations of copper, chromium, arsenic, nickel and zinc, which differed from the benchmark value. Levels of lead were also high and differed from baseline values. In the toxicity identification the CM-kolumn should have had a positive effect on mobility for Daphnia magna. However, no statistically significant differences of mobility of Daphnia magna or Hyalella azteca was detected between toxicity identification treatments. 2

4 Innehållsförteckning Sammanfattning... 1 Summary Inledning Förorenade områden Miljökvalitetsmål gällande förorenade områden Åtgärder för förorenade områden Förorenat område vid Surte båtklubb Syfte Metod Resultat Toxicitetstest Toxicitetsidentifiering Diskussion Osäkerhetsfaktorer Toxicitetstest Toxicitetsidentifiering Slutsatser...11 Tackord...12 Referenser

5 1 Inledning 1. 1 Förorenade områden Ett förorenat område kan definieras som ett område, en deponi, mark, grundvatten eller sediment som är så förorenat av en punktkälla att halterna påtagligt överskrider lokal eller regional bakgrundshalt. Naturvårdsverket uppskattar att det finns ca lokalt förorenade områden i Sverige (Naturvårdsverket 1999). I bedömningen av hur farligt ett förorenat område är utgår man från följande faktorer (Naturvårdsverket 2011a): Föroreningens farlighet Föroreningsnivåerna Spridningsförutsättningarna Områdets känslighet Föroreningens farlighet beror på föroreningens kemiska och fysikaliska egenskaper. Bedömningen av farligheten hos olika föroreningar kan grunda sig på Kemikalieinspektionens rekommendationer eller huruvida ämnet är förbjudet eller begränsa i lag. I tabell 1 listas exempel på några ämnens farlighet (Naturvårdsverket 2011b). Tabell 1. Olika ämnens farighet (Naturvårdsverket 2011b). Föroreningsnivåerna innefattar halterna av samtliga föroreningar i samtliga medier, det vill säga i mark, grundvatten, ytvatten och sediment. Uppskattningar krävs också av totala föroreningsmängder, och de förorenade massornas volym. I bedömningen av 4

6 föroreningshalterna måste hänsyn tas till omkringliggande områden, det vill säga, huruvida halterna är förhöjda i förhållande till halterna i omkringliggande områden. Föroreningsnivån bedöms sedan genom en sammanvägning av halttillstånd, halvavvikelse, föroreningsmängd och volym förorenat material. Särskilda riktvärden för förorenade områden har tagits fram av Naturvårdsverket (Naturvårdsverket 2011c). Dessa riktvärden anger den föroreningshalt under vilken risken för negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser normalt är acceptabel (Naturvårdsverket 2009). Spridningsförutsättningarna för föroreningar innefattar samtliga spridningsvägar. Spridning kan ske till och från byggnader, mark, grundvatten, ytvatten och sediment. Spridningen beror på områdets geologiska, hydrogeologiska, kemiska, fysikaliska och biologiska egenskaper, och byggnader eller anläggningars utformning. Risker för att en förorening ska ge upphov till negativa effekter ökar ofta med ökande spridningsförutsättningar. Spridningsförutsättningarna är oftast små i lerjordar, i grundvatten där vattnet flödar nedåt eller lutar mycket lite. Områden med stor risk för spridning är marker med genomsläppliga jordarter eller lutande grundvattenyta (Naturvårdsverket 2011d). Områdets känslighet, med avseende på känslighet för människor och naturmiljö, har betydelse för hur stor risken med ett förorenat område är. Riskerna för hälsoskador beror på hur lätt eller svårt det är för föroreningen att sprida sig till befolkningen, och vilka följder detta skulle få. Känsliga områden för föroreningspåverkan på människor är bland annat områden där grundvatten eller ytvatten används för dricksvatten, eller där föroreningen riskerar att spridas till områden där människor bor permanent. Riskerna för miljöskador beror på hur skyddsvärd omkringliggande naturmiljö är, till exempel är skyddsvärdet mycket stort i områden med skyddsvärda enskilda arter eller ekosystem, eller områden som är skyddat enligt lag (Naturvårdsverket 2011e). Sammanvägd bedömning görs med hänsyn till alla tidigare nämnda faktorer. Nedan visas ett schema för bedömning av farlighet för ett förorenat område enligt Naturvårdsverkets metod för inventering av förorenade områden. Spridningsförutsättningarna anges med horisontella linjer, där linjerna representerar spridning till mark, grundvatten, ytvatten, sediment samt byggnader och anläggningar. På de horisontella linjerna markeras föroreningarnas farlighet (F), föroreningsnivån (N) samt känslighet (K) och skyddsvärde (S) med punkter. Olika markeringar kan behöva göras för olika föroreningar. De olika färgerna i Figur 1 symboliserar riskklasser från 1 4, där röd är riskklass 1, vilket är den mest riskabla riskklassen.(naturvårdsverket 2011a). 5

7 Figur 1. Exempel på schema för riskbedömning (Naturvårdsverket 2011a). 1.2 Miljökvalitetsmål gällande förorenade områden Två delmål inom miljökvalitetsmålet Giftfri miljö rör förorenade områden: Delmål 6, Efterbehandling av förorenade områden (2010), och delmål 7, Efterbehandling av förorenade områden ( /2050). I beskrivningen tillhörande delmål 6 står att Samtliga förorenade områden som innebär akuta risker vid direktexponering och sådana förorenade områden som i dag, eller inom en nära framtid, hotar betydelsefulla vattentäkter eller värdefulla naturområden ska vara utredda och vid behov åtgärdade vid utgången av år 2010 (Miljömålsportalen 2010a). I beskrivningen tillhörande Delmål 7 står att Åtgärder ska under åren ha genomförts vid så stor andel av de prioriterade förorenade områdena att miljöproblemet i sin helhet i huvudsak kan vara löst allra senast år (Miljömålsportalen 2010b). I dagsläget bedöms delmål 6 vara uppnått, och delmål sju anses fortfarande vara möjligt att uppnå (Miljömålsportalen 2010a, Miljömålsportalen 2010b). För at delmål 7 ska nås måste de prioriterade områdena, som är områden i riskklass 1 enligt Naturvårdsverkets metod för inventering av förorenade områden, ha åtgärdats senast Det finns uppskattningsvis 1400 förorenade områden i Sverige i riskklass 1 (Naturvårdsverket 2010a). 1.3 Åtgärder för förorenade områden När ett förorenat område blivit identifierat och åtgärder måste vidtas finns flera olika möjligheter att handskas med föroreningen. Vilken teknik som passar bäst beror på många olika faktorer, men det vanligaste sättet att de förorenade jordmassorna grävs bort och deponeras. I Sverige deponeras cirka 75 procent av de förorenade jordmassorna. Det är möjligt att sanera förorenad mark med biologisk, fysikalisk, kemisk eller termisk rening. Biologiska saneringsmetoder innebär att naturligt förekommande markprocesser utförda av bakterier eller svampar gynnas genom att temperatur, närings- och syrehalt regleras, 6

8 alternativt att mikroorganismer tillsätts till den förorenade marken. Bakterierna eller svamparna bryter sedan ned föroreningen till mindre farliga ämnen. Fysikaliska metoder är till exempel jordtvätt där jordmassor sorteras i olika fraktioner där föroreningar binds till de finaste fraktionerna som sedan tvättas bort. Andra fysikaliska metoder innefattar inkapsling av de förorenade jordmassorna för att förhindra spridning av föroreningen. Kemiska metoder innebär att man lakar ur eller omvandlar föroreningarna med hjälp av olika kemiska ämnen som spolas genom jorden in situ eller ex situ, denna teknik är dock inte etablerad i Sverige. Termiska metoder innebär att man värmer upp de förorenade massorna vilket antingen förstör eller avdriver föroreningen från jorden. Dessa metoder kan dock i dagsläget inte konkurrera med deponering av ekonomiska skäl (Miljö & Utveckling 2003) Förorenat område vid Surte båtklubb Längst Göta älvdalen har industrier varit etablerade under lång tid, och från 1930 till talet deponerades stora mängder avfall utmed Göta älvs stränder. Mark och sediment i området är därför ofta förorenat (Ale kommun 2010). Göta älv är dricksvattentäkt för Götborgs kommun varför kvalitén på vattnet är av stor vikt (Göteborgs stad 2010). Området mellan Lärjeholms vattenintag i söder till Surte hamn i norr är ett vattenskyddsområde för vattenförsörjning (Tyréns 2008). Surte kommun ligger uppströms råvattenintaget i Göta älv. Klimatförändringarna har bidragit till att vattennivån i Göta älv höjs allt oftare, och när vattnet drar sig tillbaka ökar risken för skred och för att föroreningar sköljs ut i älven (Ale kommun 2010). Vid Surte båtklubb har ett mindre projekt påbörjats för att stora mängder avfall ramlat ned i älven från land. Sedimentet vid småbåtshamnen ska därför grävas bort för att sedan deponeras. 1.5 Syfte Syftet med denna studie var att undersöka toxicitet för Daphnia magna och Hyalella azteca av sedimentprover från Surte båtklubb. Huruvida lipofila ämnen, anjoner eller katjoner påverkade toxiciteten i sedimenten för Daphnia magna skulle även undersökas. 2 Metod Undersökningen genomfördes på sediment från Surte båtklubb. Fyra prover togs av sedimentet då sedimentet grävdes bort från älven för att deponeras. Toxiciteten undersöktes med hjälp av att undersöka rörlighet för Daphnia magna och Hyalella azteca. Toxicitetstestet genomfördes med juvenila (48 72 h gamla) Daphnia magna och vuxna Hyalella azteca. Tio gram sediment från proverna (1 4) blandades med 40 milliliter SRW-vatten i åtta olika Petriskålar i glas. För testet med Hyalellorna fanns även en kontroll utan sediment med bara SRW-vatten. Tio Daphnier tillsattes till fyra skålar, och 5 Hyalellor tillsattes till de andra 4 skålarna. Rörlighet för Daphnia magna avlästes efter 24 och 48 timmar. Rörligheten för Hyalella azteca avlästes efter 96 timmar. Daphnierna testades även med K 2 Cr 2 O 7 för att testa deras generella känslighet, och för att göra testen jämförbara enligt ISO 6341 (ISO, 1989). Undersökningen av huruvida lipofila ämnen, anjoner eller katjoner påverkade toxiciteten gjordes med hjälp av en C18-kolonn som binder lipofila substanser, en CM-kolonn som 7

9 binder katjoner, samt en QMA-kolonn som binder anjoner. Toxicitetsidentifieringen genomfördes på de 4 olika sedimentproverna. Femtio milliliter SRW-vatten blandades med 10 gram sediment. Proverna skakades, och centrifugerades sedan 15 minuter med 1950 RPM. Kolonnerna, som vattnet från sedimentproverna filtrerades genom, aktiverades. Sammanlagt 40 milliliter vatten från dessa prover överfördes sedan till en 6-hålsplatta, 10 milliliter vatten i varje hål på plattan. Tio milliliter filtrerades genom en C18-kolonn, 10 milliliter filtrerades genom en CM-kolonn, och 10 milliliter filtrerades genom en QMA-kolonn. En kontroll med 10 milliliter SRW-vatten fanns, samt en kontroll med 10 milliliter ofiltrerat vatten från de ursprungliga proverna med vatten och sediment. Tio Daphnier tillsattes till de 5 olika proverna. Efter 24 och 48 timmar avlästes rörlighet för dessa. Variansanalys (ANOVA) genomfördes för toxicitetsidentifieringstestet med kolonnerna. Variansanalysen gjordes med hjälp av dataprogram (Crunch ver. 4, Crunch, Software Corp., Oakland, CA, USA). 3 Resultat 3. 1 Toxicitetstest Testerna visade att proverna med sediment från Surte båtklubb var giftiga, se tabell 2. Prov Daphnia magna Hyalella azteca. 24 h 48 h 96 h Prov 1 7/10 0/10 3/5 Prov 2 5/10 2/10 4/5 Prov 3 6/10 0/10 2/5 Prov 4 9/10 7/10 5/5 Kontroll - - 5/5 Tabell 2. Andel rörliga testorganismer vid test med sedimentprover från Surte båtklubb. Prov fyra verkar vara det minst giftiga provet för både Daphnia magna och Hyalella azteca. Detta prov var något gråare i färgen jämfört med övriga prov, som var något mer gul- och brunaktiga än prov fyra. I prov fyra fanns stora synliga bitar av rostigt metallskot. Koncentrationer av föroreningar varierar ofta mycket på bottnar där erosion och transport sker (Burton,. 1992). Sedimentproverna är tagna från Göta älv, vilket är ett strömmande vatten, så det är möjligt att sediment till viss del transporteras och eroderas från platsen. Sedimentproverna bestod dock av relativt finkorniga material, varför vattnet troligen inte strömmar så starkt. Finkorniga sediment kan ta upp fler föroreningar än grovkorniga sediment (Burton, 1992). 8

10 3.1 Toxicitetsidentifiering Prov 1 Daphnia magna, 24 h Daphnia magna, 48 h CM-kolonn 10/10 10/10 C18-kolonn 10/10 9/0 QMA-kolonn 10/10 5/10 Bara sediment och SRWvatten 10/10 10/10 SRW-vatten 10/10 10/10 Tabell 3. Andel rörliga Daphnia magna vid test med sedimentprover från Surte båtklubb. Prov 2 Daphnia magna, 24 h Daphnia magna, 48 h CM-kolonn 10/10 10/10 C18-kolonn 10/10 9/0 QMA-kolonn 10/10 6/10 Bara sediment och SRWvatten 10/10 9/10 SRW-vatten 10/10 10/10 Tabell 4. Andel rörliga Daphnia magna i prov 2 vid test med sedimentprover från Surte båtklubb. Prov 3 Daphnia magna, 24 h Daphnia magna, 48 h CM-kolonn 10/10 10/10 C18-kolonn 10/10 9/0 QMA-kolonn 10/10 9/10 Bara sediment och SRWvatten 10/10 7/10 SRW-vatten 10/10 10/10 Tabell 5. Andel rörliga Daphnia magna i prov 3 vid test med sedimentprover från Surte båtklubb. Prov 4 Daphnia magna, 24 h Daphnia magna, 48 h CM-kolonn 10/10 10/10 C18-kolonn 10/10 10/0 QMA-kolonn 9/10 4/10 Bara sediment och SRWvatten 10/10 10/10 SRW-vatten 10/10 10/10 Tabell 6. Andel rörliga Daphnia magna i prov 4vid test med sedimentprover från Surte båtklubb. Proverna som filtrerades genom QMA-kolonnen påverkade Daphnia magna s rörlighet mest, mer än vattnet som inte filtrerats genom någon kolonn. QMA-kolonnen kan ha påverkat anjonbalansen i proven och resultatet kan därför vara missvisande. Daphniernas rörlighet 9

11 minskade knappt i proverna som inte filtrerats, vilket man kunde ha förväntat sig då proverna med sediment och vatten vid toxicitetstestet påverkade Daphniernas rörlighet. Kanske kom gifterna inte ut i vattnet i tillräckligt hög grad vid detta test,då inget sediment fanns med i provkärlen där Daphnierna var. En variansanalys genomfördes med avseende på påverkan på rörlighet för Daphnia magna vid de olika behandlingarna och ingen statistiskt signifikant skillnad kunde påvisas varken mellan de olika behandlingarna med kolonnerna eller jämfört med kontrollerna med SRW eller ofiltrerat sedimentvatten. Analysen verkar av någon anledning ha misslyckats, så det går inte att dra några slutsatser från denna toxicitetsidentifiering. Tidigare analyser har genomförts på uppdrag av Ale kommun, och vid dessa analyser avvek värdena av koppar, krom, arsenik, nickel och zink mycket stort från jämförelsevärden. Sedimentet innehöll även höga halter av bly som också avvek mycket från jämförelsevärden. Dynamiken mellan sediment och metallföroreningar är relativt komplex och hur metallerna flyttar sig, huruvida de är tillgängliga och deras toxicitet i sedimentet beror bland annat på kemiska och fysikaliska faktorer, som påverkas av bland annat ph, temperatur, oxidations- och redoxgradienter, kornstorlek, sorbtion och sedimentation. Metaller förkommer även i olika former i sedimentet beroende på dessa egenskaper, fria metaller är generellt mest toxiska. Koppar, zink, och järn är metaller som är särskilt känsliga för hur sedimentproven hanteras (Burton, 1992). Många olika faktorer kan ha påverkat resultatet av analyserna, bland annat hur proverna insamlats och hur länge proverna har förvarats. 4 Diskussion 4.1 Osäkerhetsfaktorer Antalet sedimentprover som analyserades var begränsat, och toxiciteten sinsemellan sedimentproven från Surte hamn var relativt varierande, varför prover från andra delar av sedimentet kan vara betydligt mer eller mindre giftiga. Resultatet talar därför inte om hur giftigt allt sediment i Surte båthamn är, utan bara toxiciteten i de fyra sedimentproven jag fick analysera. Påsarna som sedimentet förvarades i kan ha varit förorenade, likaså kärlen som analyserna genomfördes i. Hur sedimentproverna förvarats kan också ha påverkat deras toxicitet. Det avvikande resultatet på QMA-kolonnen kan tyda på att filtret i kolonnen på något sätt kan ha påverkat resultatet, då djuren i provet med ofiltrerat vatten i annat fall borde ha varit minst lika giftigt som det som filtrerats genom QMA-kolonnen. Tolkningen av huruvida en Daphnie eller annat djur är rörlig eller orörlig kan ha varierat, dock har jag försökt vara så konsekvent som möjligt i min bedömning. 4.2 Toxicitetstest Resultaten av toxicitetstesterna med Daphnia magna och Hyalella azteca varierade ganska mycket mellan proverna. Prov 1, 2 och 3 verkade vara giftigast och då särskilt prov 1 och 3. Sedimentprov 4 var gråare till färgen än övriga prov. I detta prov fanns stora bitar av 10

12 metallskrot, varför jag trodde att prov 4 skulle vara minst lika giftigt som övriga. Så var dock inte fallet. Proverna var tagna från olika delar av sedimentet, så kanske var det gråare provet taget från ett annat djup än övriga prov. Tyvärr finns ingen information om varifrån de olika sedimentproverna var tagna. Det testade sedimentet från hamnen vid Surte var förorenat av att metallskrot och annat avfall ramlat ned i älven från kanten vid båtklubben. Troligen har detta avfall ramlat ned på vissa platser och inte spridits helt jämt över bottnen. Därför kan man tänka sig att vissa delar av sedimentet är avsevärt mycket mer eller mindre giftiga än proverna som jag analyserat. Resultatet från denna studie kan därför inte anses gälla för några större massor av sediment från båtklubben Toxicitetsidentifiering Många av Daphnierna i det första testet, toxicitetstestet, var orörliga efter 48 timmar i tre av fyra prover. Vid toxicitetsidentifieringen borde ungefär lika många Dahnpier varit orörliga, åtminstone i det ofiltrerade vattnet. Det avvikande resultatet gällande antal rörliga Daphnier i det ofiltrerade vattnet vid toxicitetsidentifieringen kan ha berott på att ämnena som orsakade toxiciteten från sedimentet inte kom ut ur vattnet. Det kan också ha berott på det faktum att 10 milliliter mer SRW-vatten användes till lika mycket sediment vid toxicitetsidentifieringen. Vid toxicitetstestet fanns sedimentet kvar i skålarna med Daphnierna, så var inte fallet vid toxicitetsidentifieringen. Sedimentet var på så vis i kontakt med vattnet och testorganismerna i längre tid vid toxicitetstestet. Detta kan ha påverkade resultatet. Det gick inte att dra några slutsatser av toxicitetsidentifieringen, men tidigare analyser visade att sediment från båtklubben i Surte innehöll höga halter av koppar, krom, arsenik, nickel och zink som avvek mycket från jämförelsevärdet. Även halterna av bly var höga och avvek från jämförelsevärden. Vid toxicitetsidentifieringen borde därför troligen CM-kolonnen haft en positiv effekt på Daphniernas rörlighet, vattnet som filtrerats genom denna borde ha varit det minst giftiga. Ser man på resultatet från toxicitetsidentifieringen kan man se att samtliga Daphnier som tillsattes till vattnet som filtrerats genom CM-kolonnen överlevde. Detta skedde bara för CM-kolonnen och kontrollen som bara innehöll SRW-vatten. Det går dock som sagt inte att se någon statistisk signifikant skillnad för rörlighet för Daphnier mellan metoderna. 5 Slutsatser - Sedimentproven påverkade rörlighet för Daphnia magna, främst sedimenten i prov nummer Sedimentproven påverkade rörligheten i större utsträckning för Daphnia magna efter 48 timmar jämfört med efter 24 timmar. - Sedimentproven påverkade rörlighet för Hyalella azteca, bortsett från prov fyra och möjligen tre. - Sedimentproven från Surte båtklubb varierade i giftighet. 11

13 - Inga säkra slutsatser går att dra från denna undersökning gällande huruvida anjoner, katjoner eller lipofila ämnen orsakar toxiciteten i sedimentet. Tackord Jag vill tacka Göran Dave, min handledare från Göteborgs universitet för god vägledning, hjälp med att hitta detta projekt, granskning av rapport och allt annat. Jag vill även tacka Sofia från Cowi för hjälp med att samla in proverna, och Karin Blechingberg från Ale kommun för info om projektet. Referenser Ale kommun (2010) Filmer från saneringsarbetet Burton, Jr., A.G. (1992) Sediment toxicity assessment. Göteborgs stad (2010) Råvatten från Göta älv 9AJyMvYwMDSycXA6MQFxNDPwtTI_9QY_2CbEdFACJXgVE!/?WCM_GLOBAL_CO NTEXT=/wps/wcm/connect/goteborg.se/goteborg_se/Invanare/Bygga_Bo/Vatten_och_avlop p/sa_funkar_det/safunkardet/art_n540_byggabo_vattenavlopp_safunkardet_ravattenfrangota alv Naturvårdsverket (1999) Rapport 4918: Metod för inventering av förorenad områden Naturvårdsverket (2010a) Miljökvalitetsmål för förorenade områden / Naturvårdsverket (2011a) Inventeringsmetoden MIFO/Bedömningsgrunder för förorenade områden Naturvårdsverket (2011b) Farlighetsbedömning av föroreningar 12

14 Naturvårdsverket (2011c) Bedömning av föroreningsnivå Naturvårdsverket (2011d) Förutsättningar för spridning av föroreningar Naturvårdsverket (2011e) Föroreningskänslighet och skyddsvärde Miljö & Utveckling (2003) Marksaneringsmetoder ( ) Miljömålsportalen (2010a) / Miljömålsportalen (2010b) / Naturvårdsverket (2009) Riktvärden för förorenad mark - Modellbeskrivning och vägledning Tyréns (2008) Vattenskydd Göta älv A5de+G%C3%B6ta+%C3%A4lv+-+f%C3%B6rstudie.pdf 13

15 14