Riktvärden för förorenad mark

Transkript

1 EXAMENSARBETE 15 HP Akademin för hållbar samhällsoch teknikutveckling Riktvärden för förorenad mark En undersökning av hur riktvärden för förorenad mark har förändrats gentemot tidigare riktvärden samt hur de påverkas av variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar Examensarbete vid Mälardalens Högskola i samarbete med Structor Miljöteknik AB Utfört av Sara Levin Västerås,

2 Abstract Risk assessment is made to determine risks with contaminated areas and to determine which treatment the area requires. In Sweden, risk assessment is divided into three levels: risk analysis, facilitated risk assessment and detailed risk assessment. In detailed risk assessment site specific guideline values are developed to compare with values of contaminants that are measured in the area. Site specific guideline values vary with geological and hydrogeological parameters. The purpose of this report is to examine which of these parameters that affect the guideline values. The examination was done using a calculating program for consideration from the Swedish Environmental Protection Agency from the year of The study shows that some of the geological and hydrogeological parameters affect the site specific guideline values for metals in different ways and others do not. Using the program from the Swedish Environmental Protection Agency is a simple way to calculate site specific guideline values. It s important to make sure that relevant values are chosen to get correct results. The calculating program is still not definitive so it s important to be careful when using it. Another purpose of the report is to compare how guideline values have developed from the Swedish Environmental Protection Agency s model for calculating guideline values from the year of 1997 with their new report whit the same purpose from the year of Guideline values for all metals that have been considered are lower in the new model from the year of 2007 compared to the model from the year of Nyckelord: Riskbedömning, platsspecifika riktvärden, beräkningsmodell, geologiska och hydrogeologiska parametrar, metaller Keywords: Risk assessment, site specific guideline values, calculatingprogram, geological and hydrogeological parameters, metals

3 Förord Föreliggande rapport är ett examensarbete om 15 hp som genomförts inom Akademin för hållbar samhälls och teknikutveckling vid Mälardalens högskola och har genomförts på uppdrag av Structor Miljöteknik AB. Arbetet omfattar en undersökning av hur riktvärden för ett antal metaller har förändrats från Naturvårdsverkets beräkningsmodell för framtagning av riktvärden från år 1997 till deras utveckling av modellen som utkom år En undersökning har också gjorts av hur platsspecifika riktvärden för ett antal metaller påverkas av variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar. Jag vill här passa på att sända ett tack till min handledare och examinator på Mälardalens Högskola, Vesna Djokic, och Ulrika Martell på Structor Miljöteknik. De har båda varit till stor hjälp vid genomförandet av arbetet och strukturen på rapporten. Med dem har jag kunnat bolla mina frågor och funderingar kring ämnet och skrivandet. Eskilstuna, Sara Levin

4 Sammanfattning I Sverige är omkring förorenade områden identifierade. För att veta vilken risk ett förorenat område innebär för människa och miljö genomförs en riskbedömning. I Sverige delas riskbedömningen in i tre nivåer: riskklassning, förenklad riskbedömning och fördjupad riskbedömning. Riskklassningen är den lägsta nivån och den utförs i samband med inventering av området. Riskklassningen genomförs enligt MIFO fas 1 orienterande studier och MIFO fas 2 översiktliga undersökningar. Fördjupad riskbedömning är den högsta nivån och riskbedömningen görs här med hjälp av en jämförelse mellan framräknade platsspecifika riktvärden och uppmätta föroreningshalter från det förorenade området. Platsspecifika riktvärden räknas fram utifrån föroreningens utbredning samt geologiska och hydrogeologiska förhållanden som råder på området. Naturvårdsverket har under år 2007 utkommit med en remissversion för en beräkningsmodell för framtagning av riktvärden. Modellen är en utveckling av Naturvårdsverkets tidigare modell från år 1997 och ska komma att ersätta vissa delar i tidigare rapporter från Naturvårdsverket. Syftet med arbetet är att undersöka hur generella riktvärden för några av de vanligast förekommande metallerna i Sverige (bly, kadmium, koppar, krom, nickel och zink) har förändrats gentemot de tidigare generella riktvärdena samt att undersöka hur variationer av geologiska och hydrogeologiska parametrar påverkar riktvärdena för de metaller som beaktats. Undersökningen har genomförts med hjälp av Naturvårdsverkets remissversion av beräkningsverktyg från år En litteraturstudie har gjorts för att få djupare kunskaper över riskbedömningens tre nivåer och hur Naturvårdsverkets modell och beräkningsverktyg är uppbyggt. Litteraturstudien har också omfattat att samla information om de metaller som beaktats i arbetet. Jämförelsen mellan riktvärden framtagna med den tidigare modellen och remissversionen har visat att trots att det finns stora likheter mellan de båda modellerna så har dock vissa förändringar gjorts vilket har lett till att det har blivit en del ändringar i riktvärdena för de olika metallerna. Generellt för dessa gäller att riktvärdena har blivit lägre. Vissa envägskoncentrationer har dock blivit högre än tidigare. Undersökningen över hur variationer av geologiska och hydrologiska parametrar påverkar riktvärdena för de metaller som beaktats har visat att vissa parametrar påverkar riktvärdena och andra inte. För de metaller som beaktats i arbetet är det främst hydrogeologiska parametrar och parametrar som rör föroreningens utbredning som påverkar riktvärdena. Det är också endast vissa envägskoncentrationer som påverkats. Dessa är intag av dricksvatten, skydd av grundvatten samt skydd av ytvatten. Övriga envägskoncentrationer påverkas, för metaller, av andra parametrar som inte beaktats i detta arbete. Naturvårdsverkets beräkningsverktyg är ett enkelt och smidigt sätt att ta fram riktvärden. Vid användning av beräkningsverktyget är det viktigt att värden och parametrar som matas in är relevanta för att få ett resultat som är riktigt. Innan beräkningsverktyget är slutgiltigt är det också viktigt att försiktighet beaktas vid användning.

5 Innehållsförteckning 1. Inledning Bakgrund Problemformulering Syfte Mål Avgränsning Metod Litteraturstudie Riskbedömning av förorenade områden Riskklassning Förenklad riskbedömning Fördjupad riskbedömning Modell för framtagning av riktvärden för förorenad mark Beskrivning av modell för beräkning av riktvärden Beskrivning av beräkningsverktyg för framtagning av riktvärden Metaller Utförande Resultat och diskussion Jämförelse mellan riktvärden framtagna med Naturvårdsverkets tidigare modell och remissversion för framtagning av riktvärden Påverkan på riktvärden beroende på variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar då endast en parameter ändrats Längd av det förorenade området, L Bredd av det förorenade området, W Avstånd från det förorenade området till brunn, Xwell Grundvattenbildning, Ir Hydraulisk konduktivitet Hydraulisk gradient, i

6 4.2.7 Akviferens mäktighet, daq Föroreningens djup under grundvattenytan, Zf Torrdensitet, vattenhalt och lufthalt Påverkan på riktvärden beroende på variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar då två parametrar ändrats samtidigt Slutsats...48 Källförteckning...49 Bilaga 1, Beräkningsverktyget... Bilaga 2, styrande exponeringsvägar... Bilaga 3, Förorening ovan grundvattenytan... Bilaga 4, förorening under grundvattenyta... Bilaga 5, tabell över värden då två parametrar ändrat samtidigt... 2

7 Ordlista Akuttoxicitet Akvifer Antropogen källa ATSDR Bakgrundshalt Begränsningslistan DNA Envägskoncentration Genotoxiska ämnen Gränsvärde Hydraulisk gradient Hydraulisk konduktivitet IMM K d KM Kontaktmedier MIFO MKM Med akuta toxiska effekter menas sådana som visas efter kortvarig eller enstaka exponering. T.ex. magtarmsyndrom. (Naturvårdsverket, ) Geologisk bildning som innehåller vatten i sådan utsträckning att det kan nyttjas för grundvattenuttag. (Svensson, 2004) Påverkad av människan. Agency for Toxic Substances and Disease Registry Halt av förorening som redan finns i marken naturligt eller p.g.a. diffus antropogen spridning. Kemikalieinspektionens lista över kemiska ämnen som är förbjudna eller berörs av begränsad användning. (KEMI, 2008) Deoxyribonueclic acid, kroppens bärare av ärftligt, genetiskt material. Beräknas för varje exponeringsväg och anger den halt av förorening som får finnas i marken. Antaget är att exponering endast sker genom den exponeringsvägen. (Naturvårdsverket, ) Ämnen som förändrar cellers genmaterial. Den halt av ett ämne i mark som inte får överskridas. Förändring i grundvattennivå per längdenhet. Förmåga hos ett material att släppa igenom vatten. Institutet för miljömedicin. Fördelning mellan ett ämnes koncentration i jord och i vatten. Känslig markanvändning. T.ex. jord, grundvatten, ytvatten, luft, växter. Metodik för Inventering av Förorenade Områden. Mindre känslig markanvändning. 3

8 PRIO listan Referenskoncentration Riktvärde SSL TRV USEPA (IRIS) WHO Kemikalieinspektionens databas där exempel på farliga ämnen ges (tidigare OBS listan). Finns för att ge kunskap om hur man kan gå till väga vid bedömning av vilka ämnen som är acceptabla ur miljö och hälsosynpunkt. (KEMI, 2008) Referenskoncentrationen är en toxikologiskt baserad luftkoncentration, och för de ämnen som saknar referenskoncentration i luft en cancerriskbaserad referenskoncentration. Den halt av ett ämne i mark som bör underskridas för att undvika risk för negativa effekter på människa eller miljö. Soil Screening Level Toxikologiska referensvärden, tolerabelt dagligt intag (TDI) för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserat dagligt intag (RISK or ) för genotoxiska ämnen. (Naturvårdsverket, ) U.S Environmental Protection Agency (Integrated Risk Information System) World Health Organization 4

9 1. Inledning 1.1 Bakgrund I Sverige finns många förorenade områden. Naturvårdsverket tillsammans med länsstyrelsen började under 1990 talet att kartlägga de förorenade områden som finns i landet. Idag uppskattas att alla potentiella områden är identifierade och antalet uppgår till ca områden. Kartläggningen har skett genom att områden där verksamhet förekommit som skulle kunna leda till att marken i omgivningen blivit förorenad identifierats. När ett område identifierats sker en riskklassning för att avgöra hur stor risk området utgör för människors hälsa och miljö. Områden delas upp i fyra klasser beroende på deras farlighet, de farligaste finns inom riskklass 1. Mer om riskklassning i kap Det är idag ungefär av de områdena som är riskklassade och 1500 av dessa finns inom riskklass 1 och inom riskklass 2. De flesta områden ligger således inom riskklass 3 eller 4 och vidare inventeringar av dessa områden kan komma att visa att vissa områden inte alls är förorenade eller utgör någon risk för människa eller miljö. (NVV, ) För att ytterligare bedöma riskerna med ett förorenat område genomförs en förenklad eller fördjupad riskbedömning. Vid en förenklad riskbedömning avgörs i vilken grad ett område är förorenat genom att jämföra uppmätta halter av föroreningar med generella riktvärden. I en fördjupad riskbedömning tas hänsyn till platsspecifika egenskaper och platsspecifika riktvärden räknas fram och jämförs med uppmätta värden från området. (NVV, ) Mer om riskbedömning i kap och När området är inventerat och utrett kan det om det ligger inom riskklass 1 eller 2 vara nödvändigt att efterbehandlas, det vill säga sanera det förorenade området. Under år 2007 var 80 efterbehandlingar påbörjade och vissa av dessa även avslutade med hjälp av statliga bidrag. Ytterligare 1500 områden är åtgärdade av verksamhetsutövare eller annan ansvarig. (NVV, ) 1.2 Problemformulering Naturvårdsverket har under år 2007 utkommit med en remissversion av en modell för beräkning av riktvärden för förorenad mark. Till modellen hör ett beräkningsverktyg som ska vara till hjälp vid framtagning av platsspecifika riktvärden. Modellen är en utveckling av Naturvårdsverkets modell för framtagning av riktvärden från år Structor Miljöteknik AB är ett miljökonsultföretag i Eskilstuna och Örebro som bland annat arbetar med förorenade områden och genomför miljötekniska markundersökningar, riskbedömningar och beräkning av platsspecifika riktvärden. Antagandet har gjorts att Naturvårdsverkets remissversion kommer att bli gällande modell för framtagning av riktvärden för förorenad mark. Generella riktvärden för KM och MKM baserat på den nya modellen kommer att finnas för att utföra förenklade riskbedömningar. Structor Miljöteknik har dock en önskan om att ta fram ett dokument som överskådligt visar skillnader mellan förenklad och fördjupad riskbedömning. Dokumentet ska visa vilka exponeringsvägar som är styrande för riktvärdena och ge en vägledning i hur riktvärden för olika ämnen påverkas beroende på geologiska och hydrogeologiska platsspecifika egenskaper samt föroreningens utbredning. Beroende på i vilken grad de olika geologiska och hydrologiska parametrarna påverkar riktvärdena kan ett val göras över 5

10 vilka parametrar som måste undersökas mera noggrant vid en markundersökning inför genomförandet av en fördjupad riskbedömning av ett förorenat område. 1.3 Syfte Syftet med föreliggande examensarbete är att med hjälp av Naturvårdsverkets remissversion av beräkningsmodellen för framtagning av riktvärden ta fram riktvärden för några av de vanligast förekommande metallerna i Sverige (bly, kadmium, koppar, krom, nickel och zink) och undersöka hur dessa riktvärden har förändrats gentemot den tidigare modellen från år Syftet är också att undersöka vilken exponeringsväg som är styrande för riktvärdet för de olika ämnena och undersöka hur variationer av geologiska och hydrogeologiska parametrar samt variationer i föroreningens utbredning påverkar riktvärdena. Undersökningen omfattar både föroreningar som finns ovan och under grundvattenytan. 1.4 Mål Målet med arbetet är att ta fram och leverera ett dokument till Structor Miljöteknik AB som kan vara till hjälp vid ett första inledande steg för en fördjupad riskbedömning samt beräkning av platsspecifika riktvärden för ovan nämnda metaller. Dokumentet ska också ge vägledning i hur olika geologiska och hydrologiska parametrar samt föroreningens utbredning påverkar riktvärden för olika ämnen. 1.5 Avgränsning Arbetet avgränsas till att endast behandla några av de, i Sverige, vanligast förekommande metallerna, bly, kadmium, koppar, krom, nickel och zink. En avgränsning har också gjorts till att endast beakta scenariot KM. Då det är många parametrar som påverkar riktvärdena har en avgränsning gjorts till ett antal parametrar som beaktas i arbetet. Dessa är torrdensitet, jordens vattenhalt och lufthalt, längd och bredd av det förorenade området, föroreningens djup under grundvattenytan, grundvattenbildning, hydraulisk konduktivitet och gradient, akviferens mäktighet, samt avstånd från förorenat område till brunn. Parametrar som berör vistelsetid på området samt konsumtion av grönsaker har inte beaktats. För grundvattenbildning, hydraulisk konduktivitet och gradient, akviferens mäktighet och föroreningens djup under grundvattenytan har endast beaktats då förorening förekommer under grundvattenytan. 1.6 Metod Vid genomförande av arbetet har litteraturstudier utförts för att få en förståelse för ämnet. Litteraturstudien har koncentrerats till en fördjupning inom metodik för riskbedömning samt att ge en beskrivning av Naturvårdsverkets remissversion av beräkningsmodell och beräkningsverktyg. För att ta fram riktvärden för KM och hur dessa påverkas av varierande geologiska och hydrologiska parametrar har det tidigare nämnda beräkningsverktyget från Naturvårdsverket använts. I programmet som är ett Excel dokument har värden på de olika parametrarna ändrats och en utvärdering har gjorts av hur de olika parametrarna påverkar riktvärdena. 6

11 2. Litteraturstudie 2.1 Riskbedömning av förorenade områden För att avgöra vilka risker ett förorenat område kan innebära samt hur mycket dessa risker måste reduceras för att hindra att skador på människor eller miljö uppstår genomförs en riskbedömning. Naturvårdsverket har identifierat tre nivåer för riskbedömning: Riskklassning, förenklad riskbedömning samt fördjupad riskbedömning. Se tabell 2.1 för kopplingen mellan de olika nivåerna. För varje nivå görs en sammanvägning av risker med avseende på föroreningars farlighet, föroreningsnivå, utbredning och spridningsförutsättningar samt känslighet och skyddsvärde. (Naturvårdsverket, ) Tabell 2.1. Koppling mellan de olika nivåerna av riskbedömning med avseende på dataunderlag och säkerhet i bedömning. (Naturvårdsverket, ) Nedan följer en närmare beskrivning av de olika nivåerna vid Riskbedömning av förorenade områden Riskklassning Riskklassning är den första nivån i riskbedömningen och görs i samband med inventering av förorenade områden (Naturvårdsverket, ). Informationen om riskklassning i avsnitt är inhämtad från Naturvårdsverket, Riskklassning innebär att en samlad bedömning görs över vilka risker för människa och miljö ett förorenat område kan utgöra. För att utföra riskklassningen används MIFO modellen. Riskklassning enligt MIFO modellen görs genom att föroreningars farlighet, föroreningsnivå, spridningsförutsättningar samt skyddsvärde för området vägs samman. Nedan beskrivs kort hur risker för vardera av ovanstående faktorer bedöms. För att säkerställa vilka föroreningar som finns på området samt vilka risker de kan innebära för människa och miljö bedöms föroreningars farlighet. Farligheten kan bl.a. bedömas genom kontroll av om det aktuella ämnet förekommer på kemikalieinspektionens begränsningslista eller PRIO lista (tidigare OBS lista) där en bra indikation på om ämnet anses farligt ges. För att kunna bedöma riskerna relaterade till hur förorenat området är sker en bedömning av föroreningsnivå där vilka halter och mängder av förorening som förekommer på området samt vilka volymer av förorenade jordmassor som finns undersöks. För bedömning av föroreningsnivå används en underlagsblankett där nödvändiga data angående tagna prover samt misstänkta föroreningar på området skrivs in. Hur stora risker ett förorenat område innebär beror också mycket på hur lätt och snabbt föroreningar sprids i olika medier. För att kunna bedöma spridningsförutsättningar för olika ämnen på området 7

12 måste områdets geologi och hydrologi, kemiska egenskaper hos marken på området samt hur aktuella föroreningar sprids i olika markmiljöer undersökas. Även här finns en underlagsblankett som används för bedömningen. I blanketten, som används som checklista för att säkerställa att alla möjliga spridningsvägar beaktas, skrivs allt underlag in som behövs för att kunna beräkna transporthastigheter. Vid bedömning av känslighet och skyddsvärde bedöms hur allvarligt det är att människor, djur och miljö exponeras för föroreningar på området både idag och i framtiden. För att göra bedömningen krävs kunskap om vilken exponering människa och miljö kan utsättas för. För detta behövs i sin tur uppgifter om var föroreningarna är lokaliserade, hur de sprids samt vid vilka halter de utgör en risk för människa och miljö. För att bedöma riskerna görs en känslighetsbedömning för människor och en skyddsvärdesbedömning för miljön. Efter att ha undersökt ovanstående risker görs en sammanvägning av dessa och området indelas, med hjälp av en underlagsblankett, i en av fyra riskklasser. De fyra riskklasser som används är: Klass 1, Mycket stor risk Klass 2, Stor risk Klass 3, Måttlig risk Klass 4, Liten risk Till blanketten för samlad riskbedömning hör en graf som underlättar indelningen i riskklasser. I grafen görs en horisontell linje för vardera spridningsförutsättning från olika medier. Detta ger fyra linjer som placeras in i den vertikala axeln som horisontella linjer. På dessa linjer görs sedan punkter för föroreningars farlighet, föroreningsnivå samt känslighets/skyddsvärde utifrån den horisontella axeln. På så sätt fås mellan en och fyra linjer (beroende på om alla spridningsförutsättningar är aktuella) med ett antal punkter. Utifrån punkternas placering i grafen kan sedan avgöras till vilken klass området tillhör, se figur 2.1. Om punkter har placerats inom olika riskklasser måste en bedömning göras över vilken riskklass som bäst beskriver området. Figur 2.1. Exempel på ifylld graf vid riskklassning (Naturvårdsverket, ) 8

13 MIFO modellen delas upp i två faser, MIFO fas 1 orienterande studier och MIFO fas 2 översiktliga undersökningar. Nedan följer en beskrivning av vad de olika stegen i MIFO fas 1 respektive MIFO fas 2 innefattar. MIFO fas 1, orienterande studier Objekt och branschidentifiering Fas 1 utgår från den information om branscher och objekt som finns tillgänglig i branschkartläggningen. Då denna inte är fullständig måste nya branscher och objekt identifieras. Uppgiftsinsamling och platsbesök Insamling av nödvändiga uppgifter om objektet fås genom t.ex. platsbesök och intervjuer av personer med kunskap om objektet. De uppgifter som samlas in sammanställs i två underlagsblanketter, en för administrativa uppgifter som t.ex. objektets adress, fastighetsbeteckning m.m. och en för verksamhets, områdes, och omgivningsbeskrivning. Sammanställning och utvärdering Det insamlade materialet bedöms utifrån bedömningsgrunderna för föroreningars farlighet, föroreningsnivå, spridningsförutsättningar och känslighet och skyddsvärde. Detta görs med hjälp av tre underlagsblanketter där uppgifter om ovanstående bedömningsgrunder fylls i. Riskklassning Här sker en riskbedömning av området vilket i fas 1 kan ske utan att fältundersökningar och provtagning har genomförts. Vid riskklassningen placeras objektet under en av de fyra riskklasserna. Prioritering När riskklassningen gjorts i fas 1 görs en prioritering över vilka områden som bör genomgå även MIFO fas 2 översiktliga undersökningar, med kompletterande provtagning m.m. Rapportering Resultaten av MIFO fas 1 rapporteras och sparas. MIFO fas 2, översiktlig undersökning Rekognosering Genom rekognosering fås en bild av vilka spridningsförutsättningar som kan vara aktuella på området. Rekognosering sker med hjälp av kartor över området då dessa finns tillgängliga. Upprättande av geokarta Om kartor saknas för att utföra rekognosering upprättas en geokarta där de huvudsakliga geologiska egenskaperna för området framgår. 9

14 Upprättande av provtagningsplan Utifrån geokarta, rekognosering och uppgifter om förorening av området som erhållits från fas 1, upprättas en provtagningsplan. I provtagningsplanen ska framgå var proverna ska tas, vilka medier som ska provtas samt vilka analyser som ska genomföras på de tagna proverna. Provtagning Provtagning av området genomförs enligt upprättad provtagningsplan. För provtagning används väl etablerade provtagningsmetoder. Analys Ett antal kemiska och toxikologiska tester som ska utföras har valts ut i MIFO modellen. För vissa ämnen finns också specifika analyser som ska utföras då information finns om att ämnet har hanterats på objektet. Tester ska också utföras på akuttoxicitet, genotoxicitet och reproduktionstoxicitet för att säkerställa om proverna är toxiska, kan ge genetiska skador eller störa reproduktion. Sammanställning och utvärdering Utvärdering av uppgifter sker på samma sätt som i fas 1 men kompletteras här med ytterligare data som under fas 2 samlats in genom provtagningar och undersökningar. Riskklassning Även i fas 2 sker en riskklassning då nya uppgifter samlats in. P.g.a. att provtagning och undersökningar genomförts fås en säkrare riskklassning och en justering av den riskklassning som gjorts under fas 1 kan bli aktuell. Rapportering Resultaten av MIFO fas 2 dokumenteras och sparas i likhet med resultaten från fas Förenklad riskbedömning En förenklad riskbedömning utförs om riskklassning indikerar att ett område är förorenat, eller då föroreningshalten i marken överstiger bakgrundshalten på området (Naturvårdsverket, ). Förenklade riskbedömningar görs för att avgöra till vilken grad ett område är förorenat. En bedömning görs också över om området bör åtgärdas genom efterbehandling och vilka krav som bör ställas på detta eller om området bör genomgå en fördjupad riskbedömning. (Naturvårdsverket, ) De underlag som används vid förenklade riskbedömningar baseras på resultat från MIFO fas 2 översiktliga undersökningar, och är ofta osäkra. För att inte underskatta risker vid bedömningen tillämpas försiktighetsprincipen vilken innebär att föroreningshalten ska motsvara ett troligt men dåligt scenario, möjliga men mindre troliga händelser som kan öka risker bör beaktas samt att de värden på parametrar som används i riskbedömningen ska väljas med stor försiktighet. (Naturvårdsverket, ) Den förenklade riskbedömningen genomförs i fyra steg. De två första är en kontroll av om rikt och gränsvärden finns för aktuella medier och att förutsättningarna på området är sådana att generella riktvärden kan användas. Om detta är möjligt genomförs steg tre som är en jämförelse mellan 10

15 uppmätta föroreningshalter på området och rikt eller gränsvärdet. Förutom att jämföra halter mot riktoch gränsvärden är det också viktigt att göra en första bedömning av belastning från det förorenade området för att t.ex. inte riskera oacceptabla halter i yt och grundvatten. (Naturvårdsverket, ) Fördjupad riskbedömning Information till avsnitt om fördjupade riskbedömningar är inhämtat från Naturvårdsverket, Fördjupade riskbedömningar görs då rikt och gränsvärden för den påträffade föroreningen saknas eller om förhållandena på platsen inte uppfylls för de riktvärden som finns. Vid en fördjupad riskbedömning tas platsspecifika riktvärden fram och en anpassning kan göras till t.ex. spridningsförhållanden, exponering och skyddsobjekt. Metodik för fördjupad riskbedömning Metodiken för utförande av fördjupade riskbedömningar innefattar fyra moment. Dessa är problembeskrivning, bedömning av halter, spridning och exponering, bedömning av effekter samt sammanvägd riskbedömning, se figur 2.2. För varje moment följer nedan en kort beskrivning av vad vartdera momentet innefattar. För mer information hänvisas till Naturvårdsverket, Figur 2.2. Schematisk bild över de fyra ingående momenten i en fördjupad riskbedömning. (Naturvårdsverket, ) Problembeskrivning Problembeskrivningen syftar till att beskriva risksituationen och avgöra om, och vilka vidare undersökningar av området som behöver göras. Under problembeskrivningen definieras en avgränsning för riskbedömningen i tid och rum samt hur effekter ska bedömas och mätas. Föroreningskällor, aktuella föroreningars karaktäristik, spridnings och exponeringsvägar samt vilka skyddsobjekt som kan exponeras undersöks. 11

16 Bedömning av halter, spridning och exponering Här görs en bedömning av vilka föroreningshalter som finns på området samt hur de är fördelade över olika kontaktmedier. En bedömning görs också av vilka spridningsförutsättningar som finns, hur stor exponering av människor och miljö som skulle kunna ske samt vilken nedbrytning och omvandling av föroreningar som är aktuell. Bedömning av effekter Underlag samlas in för att möjliggöra en bedömning av vilka halter av en förorening som medför negativa effekter på människa eller miljö. Bedömningen görs genom att jämföra uppmätta föroreningshalter på området med ekotoxikologiska och humantoxikologiska riktvärden eller genom utförande av biologiska undersökningar eller ekotoxikologiska tester på området. Sammanvägd riskbedömning Den sammanvägda riskbedömningen är det sista ingående momentet i den fördjupade riskbedömningen. En utvärdering sker av de risker för miljö och hälsa som uppstår av exponering av föroreningar från området. Resultat från bedömning av exponering och effekter används för att göra den sammanvägda riskbedömningen. En bedömning görs av vilka eventuella åtgärder som behövs för området samt vilka krav som bör ställas på dessa. Platsspecifika riktvärden för förorenad mark Vid fördjupade riskbedömningar används platsspecifika riktvärden för jämförelse med uppmätta föroreningshalter. Platsspecifika riktvärden tar hänsyn till markens geologiska och hydrologiska förhållanden samt hur föroreningar är utbredda på området. Platsspecifika riktvärden räknas fram med hjälp av Naturvårdsverkets beräkningsverktyg för framtagning av riktvärden. I verktyget kan anpassningar göras för spridnings och utspädningsförhållanden, för områdets storlek och föroreningens utbredning. Innan beräkning av platsspecifika riktvärden måste därför en bedömning av spridning och belastning på området ske. Platsspecifika riktvärden beräknas först separat som ett hälsoriskbaserat riktvärde, ett riktvärde för skydd av markmiljö samt ett riktvärde för vardera skydd av grundvatten och skydd av ytvatten. Till slut görs en sammanvägning av dessa och ett integrerat riktvärde fås för det aktuella ämnet. När sammanvägningen görs tas också hänsyn till ämnets bakgrundshalt i marken då riktvärdet inte får överstiga bakgrundshalten. Om det beräknade riktvärdet skulle vara lägre än bakgrundshalten justeras det i stället upp till en halt som motsvarar bakgrundshalten. Justeringar görs även med hänsyn till att exponering av förorening kan ske från andra källor än förorenad mark. (Naturvårdsverket, ) 2.2 Modell för framtagning av riktvärden för förorenad mark Naturvårdsverket har, som tidigare nämnts, under år 2007 utkommit med en beräkningsmodell för framtagning av riktvärden för förorenad mark som även kan användas vid beräkning av platsspecifika riktvärden. För att beräkna riktvärden med hjälp av modellen som består av ett antal matematiska formler används ett beräkningsverktyg i form av ett Excel dokument. Nedan följer en beskrivning av beräkningsmodellen samt av beräkningsverktyget. 12

17 2.2.1 Beskrivning av modell för beräkning av riktvärden All information om modellen är hämtad från Naturvårdsverket, När riktvärden beräknas enligt modellen tas hänsyn till hälsorisker och miljörisker. Ett hälsoriskbaserat riktvärde respektive ett miljöriskbaserat riktvärde räknas ut. Riktvärdena vägs samman och justeras för att t.ex. ta hänsyn till att en människa även exponeras från anda källor och för att säkerställa att riktvärdena inte understiger bakgrundshalterna av föroreningen på området. Denna modell skall ersätta delar av tidigare utgivna rapporter och modeller från Naturvårdsverket och en del ändringar har gjorts. Vissa delar har utvecklats vidare eller uppdaterats medan andra delar helt har tagits bort eller tillkommit. T.ex. så har fysikalisk kemiska, humantoxikologiska och ekotoxikologiska värden för de olika ämnen där riktvärden finns utvecklats och urvalet av vilka ämnen som beaktas i modellen har också uppdaterats. Nedan följer en beskrivning av de exponeringsvägar som ingår vid framtagning av hälsoriskbaserade riktvärden och av skyddsobjekten grund och ytvatten som används vid framtagning av miljöriskbaserade riktvärden. En beskrivning görs också av fördelning och transportvägar för föroreningar i mark som beaktas i modellen. Endast värden för scenariot KM beskrivs. För värden för MKM hänvisas till Naturvårdsverket, Indata som används i modellen återfinns i Naturvårdsverket, Hälsoriskbaserade riktvärden Vid beräkning av det hälsoriskbaserade riktvärdet tas hänsyn till sex olika exponeringsvägar som en människa utsätts för och en envägskoncentration i mark tas fram för vardera exponeringsvägen. De exponeringsvägar som beaktas är intag av jord, hudkontakt, inandning av damm, inandning av ångor, intag av grundvatten och intag av växter, se figur 2.3. Efter beräkning av envägskoncentration för vardera exponeringsvägen vägs värdena samman och ett hälsoriskbaserat riktvärde fås. Värden från WHO, USEPA (IRIS), ATSDR och IMM har använts för att ta fram humantoxikologiska värden. Baserat på de humantoxikologiska värdena har sedan TRV värden tagits fram. Figur 2.3. Exponeringsvägar som beaktas vid beräkning av riktvärden. (Naturvårdsverket, ) 13

18 Intag av jord Människor som vistas på ett förorenat område kan lätt få i sig förorenad jord på något sätt. Detta kan ske antingen genom att jord tas direkt i munnen, munnen är i kontakt med jordiga fingrar, eller att damm som andas in fastnar i munnen. Barn uppskattas ha ett högre intag av jord än vuxna eftersom de ofta kan stoppa jord och annat i munnen. Tabell 2.2. Data som används för beräkning av riktvärde för intag av jord, för KM, Barn Vuxna Dagligt intag av jord (mg/d) Antal dygn exponering sker (d/år) Kroppsvikt (kg) Viktbaserat dagligt intag (mg/kg) Antal år exponering sker Total livslängd Livstidsmedelvärde, Ris (mg jord/kg,d) , ,71 74 När envägskoncentrationen för intag av jord beräknas används nedanstående formel. C is = R TRV is * f bio or 6 *10 TRV R is f bio or Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen. Genomsnittligt daligt intag (mg jord/kg kroppsvikt), enligt ovanstående tabell är R is för KM 1,3 mg jord/kg kroppsvikt. Ämnets relativa biotillgänglighet. F bio or är 1 för de givna scenarierna. Hudkontakt När förorenad jord fastnar på huden kommer en del av föroreningen att tas upp av kroppen genom huden. Hur stor exponeringen genom hudkontakt är beror på storlek på den exponerade hudytan, mängd jord som fastnar på huden, hur stort upptaget av förorening genom huden är samt antal dygn som exponering sker. Modellen för exponering genom hudkontakt baseras på en nederländsk (CSOIL) och en amerikansk (MDEP) modell. Värden som används för beräkning av riktvärde för hudkontakt presenteras i tabell

19 Tabell 2.3. Data som används för beräkning av riktvärde för hudkontakt, för KM. Ytexponering (mg/m 2 ) Antal dygn exponering sker (d/år) Exponerad hudyta (m 2 ) Daglig hudexponering (mg) Kroppsvikt (kg) Antal år exponering sker Viktbaserad daglig exponering (mg jord/kg,d) Total livslängd Livstidsmedelvärde, R du (mg jord/kg,d) Barn , Vuxna , ,7 När envägskoncentrationen för hudkontakt beräknas används nedanstående formel. C du = f du TRV * Rdu * f bio du 6 *10 TRV f du R du f bio du Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen. Ämnesspecifik relativ absorptionsfaktor för upptag genom huden. Genomsnittligt daglig hudexponering för jord (mg jord/kg kroppsvikt,d). Viktbaserat dagligt intag för icke genotoxiska ämnen eller livstidsmedelvärde för genotoxiska ämnen. Ämnets relativa biotillgänglighet. F bio du är 1 för de givna scenarierna. Inandning av damm Inandning sker av små partiklar (damm) av den förorenade jorden. Hur stor exponeringen genom inandning av damm är beror på halt partiklar i luften, andel inandningsbara partiklar, halt inandningsbara partiklar i förhållande till halt i jorden, inandningshastighet samt exponeringstid. Vid beräkning skiljs här på ämnen med referenskoncentration i luft och ämnen som saknar referenskoncentration i luft. Värden som används vid beräkning av envägskoncentration för inandning av damm presenteras i tabell

20 Tabell 2.4. Data som används vid beräkning av riktvärde för inandning av damm, för KM Årsmedelvärde av halt förorenade partiklar i inandningsluft (mg/m 3 ) Antal dygn exponering sker (d/år) Tidsfaktor 0, Envägskoncentration för inandning av damm för ämnen med referenskoncentration i luft beräknas med hjälp av nedanstående formel. C id = f RfC id exp * Cad * fbio inh *10 6 RfC f id exp Toxikologisk referenskoncentration för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserad koncentration för genotoxiska ämnen (mg/m 3 ). Tidsfaktor som anger andel vistelsetid på platsen. C ad Årsmedelvärde av halt förorenade partiklar i inandningsluften (mg/m 3 ). f bio inh Ämnets relativa biotillgänglighet. F bio inh är 1 för de givna scenarierna. Envägskoncentration för inandning av damm för ämnen som saknar referenskoncentration i luft beräknas med hjälp av nedanstående formel. C id = R TRV id * f bio inh 6 *10 TRV R id f bio inh Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen. Genomsnittlig inandning av damm (mg jord/kg kroppsvikt). Ämnets relativa biotillgänglighet. F bio inh är 1 för de givna scenarierna. Inandning av ångor Exponeringsvägen inandning av ångor är aktuell då det finns flyktiga föroreningar på området eftersom dessa kan avgå till omgivningsluften och tränga in i byggnader. Hur stor denna exponering är beror på transporthastighet av förorening från marken, utspädning i inom och utomhusluft samt hur 16

21 lång exponeringstiden är. Även här skiljs beräkningsmetodiken åt beroende på om ämnet har eller saknar referenskoncentration i luft. Värden som används vid beräkning av envägskoncentration för inandning av ångor presenterar i tabell 2.5. Tabell 2.5. Data som används vid beräkning av riktvärde för inandning av ångor, KM Barn Vuxna Andningshastighet (m3/d) Antal dygn exponering sker (d/år) Tidsfaktor (%) Kroppsvikt (kg) Viktbaserad daglig inandning (l/kg,) 7, Livstidsmedelvärde, R iv (l/kg,d) 300 Envägskoncentration för inandning av ångor för ämnen med referenskoncentration i luft beräknas enligt nedanstående formel. C iv = f iv exp RfC * CF air * DF a 1 * 1000 RfC Toxikologisk referenskoncentration för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserad koncentration för genotoxiska ämnen (mg/m 3 ). f iv exp Tidsfaktor som anger andel vistelsetid på platsen. CF air Fördelningsfaktor mellan porluft och jord (kg/l) 1. DF a Utspädningsfaktor mellan luft (inom och utomhus) och porluft 2. Envägskoncentration för inandning av ångor för ämnen som saknar referenskoncentration i luft beräknas enligt nedanstående formel. C iv = R iv TRV * CF * DF air a TRV Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen. R id Genomsnittlig daglig inandning av ångor ((mg /kg kroppsvikt,d)/(mg/m 3 )). CF air Fördelningsfaktor mellan porluft och jord (kg/l) 1. DF a Utspädningsfaktor mellan luft (inom och utomhus) och porluft 2. 17

22 1 Beskrivs under fördelning och transport av föroreningar, halt ånga i porluft. 2 Beskrivs under fördelning och transport av föroreningar, koncentration i luft ovanför mark. Intag av grundvatten Exponering genom intag av grundvatten sker då en grundvattenbrunn används som källa till dricksvatten och vatten som används för matlagning. Värden som används för beräkning av envägskoncentration för intag av grundvatten presenteras i tabell 2.6. Tabell 2.6. Data som används vid beräkning av riktvärde för intag av grundvatten, KM. Genomsnittligt dagligt intag (l/d) Kroppsvikt (kg) Viktbaserad daglig exponering (l/kg,d) Barn ,067 Vuxna ,029 Livstidsmedelvärde, R iv (l/kg,d) 0,021 Beräkning av envägskoncentration för intag av grundvatten sker genom nedanstående formel. C iv = DF TRV gw well * CFwater mob * R iw TRV R iw Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen. Genomsnittlig dagligt vattenintag per kroppsvikt (l/kg kroppsvikt, d). CF water mob Fördelningsfaktor mellan porvatten och jord (kg/l) 3. DF gw well Utspädningsfaktor mellan grundvatten (inom och utomhus) och porvatten 4. 3 Beskrivs under fördelning och transport av föroreningar, koncentration löst i porvatten. 4 Beskrivs under fördelning och transport av föroreningar, utspädningsfaktor för förorening ovan och under grundvattenytan. 18

23 Intag av växter Intag av växter sker genom konsumtion av bär, grönsaker, potatis, frukt, svamp m.m. Tas växter från ett förorenat område kan de ha tagit upp föroreningar som i sin tur tas upp av människor då växterna konsumeras. Värden som används vid beräkning av envägskoncentration för intag av växter presenteras i tabell 2.7. Tabell 2.7. Data som används vid beräkning av riktvärde för intag av växter, KM. Genomsnittligt dagligt intag (kg/d) Kroppsvikt (kg) Viktbaserad daglig exponering (kg växt/kg,d) Livstidsmedelvärde, R iv (kg växt/kg,d) Andel konsumtion från det förorenade området (%) Barn 0, ,017 0, Vuxna 0, ,0057 Beräkning av envägskoncentration för intag av växter sker genom nedanstående formel. C ig = R ig * f h TRV * K * f pl bio veg TRV R ig f h Toxikologiskt referensvärde (mg/kg kroppsvikt). Tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen och riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen. Genomsnittligt dagligt intag av växter (kg färsk växt/kg kroppsvikt, d). Andel konsumtion av växter som kommer från det förorenade området. K pl Koncentrationsförhållande mellan växt och jord ((mg/kg färsk växt)/(mg/kg torr jord)) 5. f bio veg Ämnets relativa biotillgänlighetsfaktor. f bio veg är 1 för de givna scenarierna. 5 Beskrivs under fördelning och transport av förorening, upptag av föroreningar i växter. Fördelning och transport av föroreningar Hur och med vilken hastighet föroreningar sprids i marken är en viktig faktor att beakta då riktvärden beräknas. Då föroreningar sprids lätt finns också en större risk för att större områden blir förorenade och en högre risk för exponering av människor och miljö. Vid beräkning av riktvärden är det av stor vikt att veta vilka transportvägar som är aktuella, hur föroreningar fördelas i olika medier samt hur mycket föroreningen späds ut under transporten. De transportvägar som beaktas är ånga från mark till inomhusluft, ånga från mark till utomhusluft, föroreningar till grundvatten samt föroreningar till 19

24 ytvatten. Fördelning av föroreningar i marken beaktas mellan porvatten och jord, porluft och jord samt växter och jord. Utspädning för förorening under transport beaktas för porvatten till grundvatten, porvatten till ytvatten, porluft till inomhusluft samt porluft tull utomhusluft. Nedan följer en beskrivning av vardera transportväg samt av fördelning av förorening i marken. Fördelning av förorening i mark Beroende på hur föroreningar fördelas i olika medier i marken varierar transportvägar och transporthastigheter för föroreningen. I modellen har vissa antaganden gjorts för fördelningen av föroreningar i marken. Bl.a. antas att föroreningskoncentrationen i marken är konstant och att ingen nedbrytning sker och att fördelningen mellan fasta partiklar, porvatten, porluft och löst organiskt kol befinner sig i jämvikt. Modellen för fördelning grundar sig på fugacitetsmodellen enligt Mackay och Peterson som gett ut Calculating fugacity. Nedan redovisas de formler som används vid beräkningar enligt modellen. För att beräkna föroreningskoncentrationen som är löst i porvatten används nedanstående formel. C w = C s ( θ ( 1+ K DOC) θ * H ) w DOC + / K d + ρb a K d w a H Fördelningskoefficient mellan jord och vatten (l/kg) Jordens vattenhalt (dm 3 vatten/dm 3 jord) Jordens lufthalt (dm 3 luft/dm 3 jord) Henrys konstant b Torrdensitet (kg/m 3 ) DOC K DOC Halt löst organiskt kol i markvatten (kg/l) Fördelningskoefficient organiskt kol (l/kg) För att beräkna en förorenings fördelning mellan jord och vatten används nedanstående formel. C CF water mob = C w s C w C s Koncentration löst i porvatten (mg/l) Totalhalt av föroreningen i marken (mg/kg) 20

25 För att beräkna halt ånga av en förorening som finns i porluft används nedanstående formel. C = H * a C w C w H Koncentration löst i porvatten (mg/l) Henrys konstant För att beräkna en förorenings fördelning mellan jord och porluft används nedanstående formel. C CF air = H * C w s C w C s H Koncentration löst i porvatten (mg/l) Totalhalt av föroreningen i marken (mg/kg) Henrys konstant Transport av ångor Ångor från flyktiga föroreningar kan tränga upp genom marken och in i byggnader och därigenom förorena inomhusluft. Ånga kan även tränga igenom mark och förorena utomhusluft där ingen byggnad finns. Koncentration av en förorening som finns i luft ovanför förorenad mark beräknas enligt nedanstående formel. C C * DF ia / oa = a a DF a Utspädningsfaktor mellan inomhusluft/utomhusluft och porluft C a Halt ånga i porluft (mg/dm 3 ) Koncentrationen i inomhusluft kan även fås genom beräkning enligt nedanstående formel. C ia = V Q house house * l house Q house Den mängd förorening som kan ta sig igenom ett dränerande lager under huset. V house Husets volym (m 3 ) l house Luftomsättning i huset (d 1) 21

26 Transport av förorening till grund och ytvatten Föroreningar i jord kan lakas ut genom infiltrerande nederbörd som sedan för med sig föroreningen ner till grundvattnet. Grundvattnet kan också förorenas genom nederbörd som redan innehåller föroreningar eller genom förorenade vätskor som når grundvattnet. På sin väg genom marken till grundvattnet sker en viss utspädning av föroreningen. Vid beräkning av utspädning av förorening skiljer sig sättet att räkna beroende på om föroreningen finns ovan eller under grundvattenytan. Transportmodellen för föreoreningar till grundvattnet liknar den som används i en nederländsk modell, HESP modellen, och den modell som använts för att ta fram USEPA:s SSL värden. För beräkning av utspädningsfaktor för förorening ovan grundvattenytan används nedanstående formel. DF gw well = K * i * d mix well * (2* y mix well L * I r * W + W ) + ( W + y mix well ) *( L + X well ) * I r L I r W K i d mix well Y mix well X well Längd av det förorenade området (m) Grundvattenbildning (m/år) Bredd av det förorenade området (m) Hydraulisk konduktivitet (m/år) Hydraulisk gradient (m/m) Tjocklek på blandningszon där utspädning sker (m). Får ej överstiga värdet för akviferens mäktighet. Beräknas enligt formel nedan. Är tillsammans med bredden av området blandningszon där utspädning sker (m). Beräknas enligt formel nedan. Avstånd från det förorenade området till en brunn (m) Utspädningsfaktor för transport till grundvatten då föroreningen finns under grundvattenytan beräknas enligt formeln nedan. DF gw well = (2 * y mix well W * Z f + W ) * d mix well W Z f d mix well Y mix well Bredd av det förorenade området (m) Djupet av förorenad mark under grundvattenytan (m) Tjocklek på blandningszon där utspädning sker (m), beräknas enligt formel nedan. Är tillsammans med bredden av området blandningszon där utspädning sker (m). Beräknas enligt formel nedan. 22

27 d mix well = 0,0112*( L + X well ) 2 + d aq ( L X ) + well * I * 1 exp K * i * d aq r y mix well = 0,0112* ( L + X well ) 2 För grundvatten beräknas sedan koncentration av förorening i grundvatten (då föroreningen finns ovan grundvattenytan) och koncentration i brunn (då föroreningen finns under grundvattenytan). Båda räknas dock ut på samma sätt och beräkning sker enligt nedanstående formel. C gw well = DF gw well * C w _ mob DF gw well Utspädningsfaktor C w_mob Koncentration mobila föroreningar i grundvattnet (mg/l) 1. 1 Beskrivs under fördelning av föroreningar i mark Ytvatten kan förorenas genom att grundvatten för med sig föroreningar ut till en ytvattenrecipient. Även vid beräkningar för utspädning vid transport till ytvatten skiljer sig sättet att räkna åt beroende om föroreningen finns ovan eller under grundvattenytan. För förorening ovan grundvattenytan beräknas utspädningsfaktorn enligt nedanstående formel. DF sw = L * I r * W Q sw L I r W Q sw Längd av det förorenade området (m) Grundvattenbildning (m/år) Bredd av det förorenade området (m) Flöde i vattendraget (m 3 /år). Beräknas enligt formel nedan. V Q sw = t lake lake V lake Sjöns volym (m 3 ) t lake Sjöns omsättningstid (år) 23

28 Utspädningsfaktor för transport till ytvatten för förorening under grundvattenytan beräknas enligt nedanstående formel. DF W K i Z f sw = K * i * W * Z Q sw f Bredd av det förorenade området (m) Hydraulisk konduktivitet (m/år) Hydraulisk gradient (m/m) Djupet av förorenad mark under grundvattenytan (m) Föroreningskoncentrationen i ett ytvatten beräknas sedan enligt nedanstående formel. C sw = DF * C sw w mob DF sw Utspädningsfaktor C w_mob Koncentration mobila föroreningar i porvatten (mg/l) 1 1 Beskrivs under fördelning av föroreningar i mark Upptag av förorening i växter Växter tar upp vatten och näring från marken eller luften genom rötter eller blad och stjälk. Om marken eller luften i omgivningen är förorenad kan växterna även ta upp föroreningar genom dessa växtdelar. Beräkningar för upptag av växter skiljer sig åt beroende på om det är metaller eller organiska ämnen som är aktuella. För metaller varierar växters upptag med markens ph värde, redoxpotential, lerinnehåll samt innehåll av organiskt material. För organiska ämnen spelar dessutom växtens halt organiskt kol in. Beräkning av växters upptag av metaller beräknas enligt nedanstående formel. K = r * f pl stem * BCFstem d * f leaf + rroot * BCFroot d root BCF root BCF stem r root r stem f root f stem Upptag i rotdelar Upptag I växtdelar ovan jord (blad och stjälk) Förhållande torrvikt/färskvikt för rotgrönsaker (kg/kg) Förhållande torrvikt/färskvikt för blad och stjälkgrönsaker Andel konsumtion av rotgrönsaker Andel konsumtion av blad och stjälkgrönsaker 24

29 Riktvärden för skydd av markmiljön Riktvärden för skydd av markmiljön finns för att säkerställa att ekosystemen ska kunna utföra de funktioner som är normalt för den aktuella markanvändningen. Riktvärdena för skydd av markmiljö har tagits fram med hjälp av olika ekologiska kvalitetskriterier som tagits fram av myndigheter i olika länder och baseras på de halter i mark där ekosystemen fortfarande kan utföra sina normala funktioner. Halterna har fåtts genom att utföra ekotoxikologiska studier som t.ex. studier av ekologiska processer. För KM har riktvärdet valts så att minst 75 % av marklevande arter skyddas. Riktvärdet för markmiljö för KM, betecknas som E KM. Då platsspecifika riktvärden för markmiljö tas fram är det viktigt att beakta vissa faktorer som kan ha betydelse för riktvärdets storlek. I områden med högt skyddsvärde p.g.a. bl.a. riksintresse eller Natura 2000 områden är skyddet av markmiljö stort. Samma gäller för områden med känslig markanvändning, t.ex. bostadsområden, där en hög belastning finns på området. På områden med mindre känslig markanvändning är marken ofta redan påverkad av olika verksamheter som kan ha förorenat marken så här är skyddsvärdet inte lika högt. När riktvärden för markmiljö på ett område beräknas görs ingen indelning i djup eller i delområden utan ett antagande görs att samma riktvärde gäller för ett helt område. Detta beror på att hela jordprofilen utgör ett ekosystem och inte olika system för olika nivåer. Att ett område inte delas in i delområden beror på att det antas ske en samverkan mellan de olika områdena och riktvärdet bör därför gälla hela området. Riktvärden för skydd av grundvatten och ytvatten Grund och ytvatten har högt skyddsvärde i Sverige beroende dels på att vattnet används som dricksvatten dels att vatten är en stor spridningsväg för föroreningar och kan leda till att större områden blir förorenade. På grund av det stora skyddsvärdet har en modell för att beräkna riktvärden för skydd av grundvatten samt ytvatten tagits fram. Skydd av grundvatten Grundvatten i Sverige utgör en stor källa till dricksvatten och därför ställs höga krav på att grundvatten skyddas. Förorenat grundvatten är också en stor källa till förorening av sjöar och vattendrag och kan även föra med sig flyktiga föroreningar under byggnader där ångor av dessa kan ta sig in i byggnader. På grund av dessa faktorer är kraven på skydd av grundvatten höga. Framtagning av riktvärde för skydd av grundvatten sker genom att den föroreningshalt i marken som ger en halt i grundvattnet nedströms beräknas. Föroreningshalten beräknas genom nedanstående formel. C GW = DF C gw protect crit gw * CF water mob 25

30 C crit gw Haltkriterium för skydd av grundvatten (mg/l). Generella haltkriterier saknas för grundvatten och ämnesspecifika värden har därför tagits fram för att användas i beräkningsmodellen. Dessa har främst baserats på normer från Livsmedelsverket eller WHO. DF gw protect Utspädningsfaktor mellan porvatten och grundvatten 1 CF water mob Faktor för fördelning mellan vatten och jord (kg/l) 2 1 Beskrivs under fördelning och transport av föroreningar, utspädningsfaktor för grundvatten ovan och under grundvattenytan 2 Beskrivs under fördelning och transport av föroreningar, koncentration löst i porvatten Skydd av ytvatten För ytvatten beräknas den maximala halt som får förekomma i mark utan att haltkriterier för föroreningen i ytvatten överskrids. Riktvärdet är den halt som ger en koncentration som är lika stor som haltkriteriet. Föroreningshalten beräknas enligt nedanstående formel. E offsite = DF sw C crit sw * CF water mob C crit sw Haltkriterium för skydd av ytvatten (mg/l). Baseras främst på risk för miljöeffekter samt på avvikelse från bakgrundshalter. DF sw Utspädningsfaktor mellan porvatten och ytvatten 1 CF water mob Faktor för fördelning mellan vatten och jord (kg/l) 2 1 Beskrivs under fördelning och transport av föroreningar, utspädningsfaktor för förorening ovan och under grundvattenyta 2 Beskrivs under fördelning och transport av föroreningar, koncentration löst i porvatten Beräkning och justering av riktvärden När envägskoncentrationer beräknats för varje exponeringsväg samt för skydd av markmiljö och grund och ytvatten vägs riktvärdet samman och justeras för att ta hänsyn till vissa aspekter. Figur 2.4 visar beräkningsgången för framtagning av riktvärden. 26

31 Figur 2.4. Schematisk bild över beräkningsgången för framtagning av riktvärden, framtagen utifrån figur i Naturvårdsverket, Det integrerade riktvärdet sätts till det lägsta av det hälsoriskbaserade riktvärdet, riktvärdet för skydd av markmiljön och riktvärdet för skydd mot spridning. Vid sammanvägningen görs dessutom ett antal justeringar för att t.ex. ta hänsyn till att exponering av ett ämne kan komma från en annan källa förutom förorenad mark och för att säkerställa att riktvärdet inte underskrider bakgrundshalter av föroreningen i mark Beskrivning av beräkningsverktyg för framtagning av riktvärden Beräkningsverktyget består av ett Excel dokument som används för framtagning av riktvärden, beräkning av platsspecifika riktvärden, utarbetande av förorenings och spridningsmodeller samt beräkning av befintliga föroreningshalter i olika medier baserat på en uppmätt föroreningshalt i jord. All information om beräkningsverktyget är inhämtat från Naturvårdsverket, Själva Exceldokumentet består av nio kalkylblad. De nio kalkylbladen är konceptuell modell, inmatning, kommentarer, uttagsrapport, bilaga kommentarer, avvikelser ämnesdata, riktvärden, generella riktvärden och halter. I bladet konceptuell modell sker en bedömning av vilka källor till förorening, vilka exponeringsvägar och spridningsförutsättningar som är aktuella. I bladet inmatning väljs de ämnen för vilka beräkningar ska utföras. Här matas också de uppgifter angående geologi och hydrologi som behövs för beräkningarna in. I kalkylbladet kommentarer kan kommentarer göras till bladet uttagsrapport där en sammanfattning av riktvärdena redovisas. I bilaga kommentarer matas övriga kommentarer in. I kalkylbladet avvikelser ämnesdata redovisas eventuella ändringar som gjorts i ämnesparametrar. I bladet riktvärden redovisas resultatet av beräkningarna. Här sker också en justering av riktvärdena med avseende på bl.a. exponering från andra källor än det förorenade området. I det sista bladet, halter, matas en uppmätt halt av ett ämne in och vilka halter som finns på olika medier i marken redovisas. I bilaga 1 finns bilder över de nio 27

32 kalkylbladen. Förutom de nio kalkylblad som är synliga innehåller verktyget också ett antal dolda blad som innehåller formler o.s.v. för de olika beräkningarna. De parametrar som beaktas i modellen har delats in i tre grupper: scenarioparametrar, modellparametrar och ämnesparametrar. Scenarioparametrar är de parametrar som är platsspecifika och där värden kan behöva ändras vid beräkning av riktvärden. Dessa parametrar kan handla om vistelsetid, konsumtion av växter, samt geologiska och hydrogeologiska parametrar som t.ex. halt organiskt kol eller grundvattenbildning. Modellparametrar är parametrar som inte bör ändras men möjligheten finns att göra det. En modellparameter kan t.ex. vara andningskapacitet hos vuxna och barn. Ämnesparametrar bör heller inte ändras och här finns inte heller någon möjlighet i programmet att göra detta. Det handlar om t.ex. TDI värden, K d värden o.s.v., sådant som är bundet till ett specifikt ämne. Det finns ett antal varningsmeddelanden i programmet för att säkerställa att korrekta uppgifter matas in. Vid inmatning varnar programmet t.ex. om något orealistiskt värde matas in. Detta görs genom att den aktuella cellen som i vanliga fall är vit, färgas röd då ett orealistiskt värde matas in. I de blad där resultat redovisas kan också ett antal meddelanden visas. Dessa meddelanden är ej begr., data saknas, ej aktuell. Ej begr. innebär att riktvärdet inte är begränsande för den aktuella exponeringsvägen. Data saknas innebär att värdet inte kan beräknas då någon uppgift saknas. Ej aktuell innebär att beräkningen inte är aktuell beroende på de val som gjorts vid inmatning, t.ex. är inte exponeringsvägen inandning av ånga aktuell då riktvärden beräknas för bly. Innan beräkningsprogrammet används måste en undersökning göras för att se om det är helt tillämpligt för det aktuella området eller om vissa av beräkningarna måste ske utanför programmet. Detta beror på vissa begränsningar som finns i programmet. T.ex. har programmet begränsningar i antalet exponeringsvägar som kan beaktas, begränsningar i hantering av effekter från flera olika förekommande föroreningar samt att modellerna som används för transport och exponeringsberäkningar är relativt enkla. Enligt Mark Elert på Kemakta som varit med och tagit fram och utvecklat beräkningsverktyget kommer inga större ändringar göras i modellen innan den anses som slutgiltig. Den modell som används för utspädning i beräkningsmodellen kommer enligt Mark att gälla även i den slutgiltiga versionen. Vissa andra ändringar kan komma att göras men dessa skulle heller inte leda till några stora förändringar i modellen. (Elert, 2008) 2.3 Metaller Metaller används inom många olika industrier i vårt samhälle och finns därför även spridda i miljön. För att veta hur ett metallförorenat område påverkar människa och miljö är det viktigt att göra en riskbedömning där detta undersöks. Vid riskbedömning av jordar förorenade av metaller är det viktigt att titta på hur metaller mobiliseras och urlakas från den förorenade jorden, hur metallerna sprids i mark och grundvatten samt hur de påverkar miljö, människor eller djur och andra organismer. Nedan följer information om de metaller som beaktas i arbetet, hur de sprids i miljön, hur de påverkar människor och miljö samt hur de beter sig i marken. 28

33 Bly Bly som förekommer i svenska jordar kommer främst från glasindustri, försvaret och ackumulatorindustrin. Spridning av bly i stadsmiljöer kommer också från biltrafik och hus målade med blybaserad färg. Exponering av bly kan ge skador på nervsystemet och kan försämra inlärningsförmåga och intellektuell utveckling. (Naturvårdsverket, ) Blyjoner har en struktur som är mycket lik kalciumjoner och kan därför lätt tas upp i kroppen då det passerar just som kalcium. Bland annat ersätter bly kalcium i skelettet. Bly som tas upp av skelettet medför ingen toxisk effekt på människan utan det är den andel bly som tas upp av den mjuka vävnaden, främst hjärnan, som utgör den toxiska delen och som kan orsaka blyförgiftning. (Baird, 1995) Bly som förekommer i mark i löst form reagerar lätt med t.ex. fosfat och sulfat vilket minskar lösligheten hos by. Bly binder också starkt till organiskt material i marken vilket reducerar dess mobilitet. Vid ph värden över 6 kan bly även adsorberas på lerpartiklar eller bilda blykarbonat. (McLean och Bledsoe, 1992) Kadmium Kadmium kan finnas i svenska jordar på grund av att det t.ex. använts i PVC plast, som pigment i färger och som elektrodmaterial i batterier. Kadmium är toxiskt för djur genom att det reagerar med proteiner och ersätter zink i dessa. (Naturvårdsverket ) Kadmium är cancerogent och akut toxiskt även för människor, den letala dosen är endast 1 g. (Baird, 1995). I mark kan kadmium binda till organiskt material samt till Fe Al och Mn oxider. Kadmium är lättlösligt vid låga ph värden och syresatta förhållanden medan det vid höga ph värden och i anaeroba jordar binds starkt i marken. (Naturvårdsverket ) Växter absorberar kadmium från vatten de tar upp från marken då kadmium har en liknande struktur som zink. En stor del av det kadmium vi får i oss kommer därför från den mat vi äter, t.ex. från vete som visats ha högt upptag av kadmium (LRF, 2008). Upptag av kadmium i växter ökar med ett sjunkande i ph i marken eftersom det då är mer lättlösligt och ett nedfall av surt regn kan därmed bidra till högre halter av kadmium i växter som används som föda. (Baird, 1995) Koppar Koppar förekommer normalt i jorden, i mineraler och organiska föreningar (IPCS 1, 2008). Stora delar av den koppar som finns i miljön kommer dock från antropogena källor. Varje europeisk medborgare genererar nämligen varje år ungefär 2 kg koppar som avfall, främst från elektrisk och elektronisk utrustning. Koppar som finns i miljön kan även komma från gruvor och smältverk samt korrosion av koppartak. Koppar är ett ämne som är viktigt för växter och djur. Hos däggdjur ingår koppar i enzymer som bildar röda blodkroppar och omsätter kolhydrater. I höga halter är koppar dock mycket toxiskt och kan skada lever, njurar och immunförsvar. (Naturvårdsverket ) I mark förekommer koppar främst som Cu 2+ men även Cu 1+ och Cu 3+ förekommer. Koppar är inte lösligt i vatten men löser sig lätt i t.ex. salpetersyra och svavelsyra och även i basiska lösningar med ammoniumhydroxid eller karbonat. Den mesta koppar som finns i marken återfinns i jordprofilens översta centrimetrar där den adsorberas till organiskt material, lermineral, järn och manganoxid. (IPCS 1, 2008) Krom Krom används som tillsats i stål vilket är en källa till förekomst av krom i miljön. Krom har även använts för ytbehandling och garvning av läder vilket är en annan källa. Även krom är ett viktigt ämne i kroppen som behövs för att förbränna socker. Efter en långvarig exponering och i höga halter kan krom dock orsaka lungcancer, problem med luftrör eller komplexbindas till DNA. Krom förekommer i två oxidationstillstånd, krom 6+ och krom 3+. Krom 6+ är mer toxiskt samt mer allergiframkallande än 29

34 krom 3+ eftersom det lättare kan tas upp i celler och binda till proteiner och DNA. Vid låga ph värden (<6) kan krom adsorberas till Fe och Al oxider. Vid övriga ph värden är det relativt mobilt i marken. (Naturvårdsverket ) Krom 3+ som förekommer i vatten adsorberas till organiskt material. Förekommer krom 6+ i vatten reduceras det till krom 3+ av organiskt material och kan sedan adsorberas av detta. (IPCS 2, 2008) Nickel Nickel sprids från kraftverk, bilar m.m. på grund av att det förekommer som beståndsdel i fossila bränslen. En annan källa till förekomst av nickel i miljön är korrosion av material eftersom nickel används i många legeringar. Nickel är cancerogent och förhindrar även upptag av zink varför det är toxiskt i höga koncentrationer. (Naturvårdsverket ) Nickel är ett vanligt allergiframkallande ämne och ungefär 10% av den kvinnliga och 2 3% av den manliga svenska befolkningen har nickelallergi (Sterner, 2003). Nickel är relativt lättlösligt vid låga ph värden men binds starkt till organiskt material, Fe Al och Mn oxider i marken vid högre ph värden. (Naturvårdsverket, ) Zink Zink är en vanligt förekommande metall och en stor mängd produceras varje år. Detta leder till en stor belastning på miljön och de största källorna till spridning av zink är partiklar från bildäck och lakvatten från förzinkade metallkonstruktioner. Zink är ett viktigt ämne för både växter och djur. I kroppen ingår det i hormoner och enzymer som styr bl.a. matsmältning, syn och njurfunktioner. (Naturvårdsverket ) Zink som ren metall förekommer inte i marken utan det är Zn 2+ som är den förekommande formen. Lösligheten hos zink varierar med markens ph värde. (IPCS 3, 2008) Lösligheten ökar med ett sjunkande ph. Vid höga ph värden förekommer zink komplexbundet till organiskt material medan det vid låga ph värden finns elektrostatiskt adsorberade till organiskt material och lerpartiklar. (Naturvårdsverket, ) 3. Utförande Arbetet med att ta fram envägskoncentrationer och riktvärden för de metaller som beaktats i arbetet har gjorts genom användning av Naturvårdsverkets beräkningsverktyg för framtagning av riktvärden. Då beräkning av riktvärden gjorts har värdena för det givna scenariot i beräkningsverktyget använts och en utvärdering och jämförelse med tidigare riktvärden gjorts. Endast jämförelse mot det givna scenariot KM har beaktats och riktvärden har tagits fram för förorening ovan samt under grundvattenytan. Även då undersökning av hur olika geologiska och hydrologiska parametrar påverkar riktvärdena har beräkningsverktyget använts. Här har dock ytterligare tre värden än det givna valts och testats för varje parameter för att få en överblick av hur den aktuella parametern påverkar riktvärdet. Även värdena har valts med hjälp av beräkningsverktyget. Programmet har, som tidigare nämnts, en funktion som varnar då orealistiska värden matas in. De lägsta och högsta värdena har provats fram och valts till att ligga strax över och strax under de värden som anses orealistiska. På så sätt har de lägsta och högsta relevanta värdena fåtts med i undersökningen. Det tredje värdet har valts till att ligga någonstans mellan det lägst och det högst valda värdet. Vid varje ändring av ett värde för en parameter har resultatet antecknats för att en jämförelse ska kunna göras mot det givna scenariot för KM och en 30

35 bedömning ska kunna göras över hur variationer på de olika parametrarna påverkar riktvärdena för de olika ämnena. Till en början har värdet på en parameter i taget ändrats för att se hur den enskilt påverkar riktvärdena. De parametrar som ändrats är torrdensitet, jordens vattenhalt och lufthalt, längd och bredd av det förorenade området, föroreningens djup under grundvattenytan, grundvattenbildning, hydraulisk konduktivitet och gradient, akviferens mäktighet, samt avstånd från förorenat området till brunn. Sedan har även värden för två olika parametrar ändrats samtidigt för att se hur de tillsammans påverkar riktvärdena. De parametrar som då beaktats är vattenhalt, hydraulisk konduktivitet, hydraulisk gradient och akviferens mäktighet. Här har parametrarna testats två och två, med det lägsta valda värdet för den ena parametern och det högsta för den andra. 4. Resultat och diskussion 4.1 Jämförelse mellan riktvärden framtagna med Naturvårdsverkets tidigare modell och remissversion för framtagning av riktvärden I nedanstående tabeller redovisas envägskoncentrationer, bakgrundshalt och riktvärde för det givna scenariot KM framtagna med Naturvårdsverkets remissversion av beräkningsverktyg från år 2007 och med modellen från år 1997 för framtagning av riktvärden. I tabell 4.1 redovisas värden då förorening finns ovan grundvattenytan och i tabell 4.2 då föroreningen finns under grundvattenytan (båda framtagna med remissversionen från år 2007). I vardera tabell redovisas också vilken exponeringsväg som är styrande för riktvärdet för det aktuella ämnet. I tabell 4.3 redovisas värden för KM framtagna med Naturvårdsverkets modell från år Tabell 4.1 Envägskoncentrationer, riktvärden och styrande exponeringsvägar för KM, framtagna med Naturvårdsverkets beräkningsverktyg då förorening förekommer ovan grundvattenytan. Enhet för envägskoncentrationer och riktvärden i mg/kg. KM, ovan gr.v.yta Bly Kadmium Koppar Krom tot Krom VI Nickel Zink Intag jord Hudkontakt Ej begr. Ej begr Ej begr. Inandning av damm Ej begr Ej begr. Intag dricksvatten , Intag av växter , Skydd av markmiljö Skydd grundvatten 130 4, Skydd av ytvatten Bakgrundshalt 20 0, saknas Riktvärde 50 0, , Styrande exponeringsväg Intag jord+exp andra källor Intag gröns.+exp. andra källor Markmiljö Markmiljö Markmiljö Gr.vatten Markmiljö 31

36 Tabell 4.2 Envägskoncentrationer, riktvärden och styrande exponeringsvägar för KM, framtagna med Naturvårdsverkets beräkningsverktyg då förorening förekommer under grundvattenytan. Enhet för envägskoncentrationer och riktvärden i mg/kg. KM, under gr.v.yta Bly Kadmium Koppar Krom tot Krom VI Nickel Zink Intag jord Hudkontakt Ej begr. Ej begr Ej begr. Inandning av damm Ej begr Ej begr. Intag dricksvatten 660 4, , Intag av växter , Skydd av markmiljö Skydd grundvatten 63 2, , Skydd av ytvatten , Bakgrundshalt 20 0, saknas Riktvärde 40 0, , Styrande exponeringsväg Intag jord+exp andra källor Intag gröns.+exp. andra källor Markmiljö Markmiljö Markmiljö Bakgr.halt Markmiljö Tabell 4.3 Envägskoncentrationer, riktvärden och styrande exponeringsvägar för KM, framtagna med Naturvårdsverkets tidigare modell. Enhet för envägskoncentrationer och riktvärden i mg/kg. (Naturvårdsverket, 2007) KM, enligt tidigare modell Bly Kadmium Koppar Krom III Krom VI Nickel Zink Intag jord Hudkontakt Ej begr. Ej begr Ej begr. Inandning av damm Ej begr. Ej begr. 6,3 625 Ej begr. Intag av dricksvatten 150 0, Intag av växter 401 4, Skydd av markmiljö saknas Skydd av grundvatten saknas saknas saknas saknas saknas saknas Saknas Skydd av ytvatten saknas saknas saknas saknas saknas saknas Saknas Bakgrundshalt 25 saknas saknas Riktvärde 80 0, Styrande exponeringsväg Intag dricksvatten Intag dricksvatten Intag grönsaker Intag dricksvatten Inandning av damm Intag dricksvatten Intag grönsaker Beroende på de tillägg och utvecklingar som skett från den beräkningsmodell som utkom år 1997 och remissversionen från år 2007 har det också blivit vissa ändringar i riktvärden och envägskoncentrationer. Vad gäller de metaller som beaktats i detta arbete har vissa envägskoncentrationer blivit högre och vissa lägre. Även de integrerade riktvärdena, i detta fall de generella riktvärdena, har ändrats för samtliga metaller som beaktats. Här gäller att riktvärden för samtliga metaller som beaktats har blivit lägre. Vilken exponeringsväg som är styrande varierar med variationer i geologiska och hydrologiska parametrar. För tabeller som visar denna variation, se bilaga 2. 32

37 4.2 Påverkan på riktvärden beroende på variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar då endast en parameter ändrats Undersökningen har visat att envägskoncentrationerna för intag av jord, hudkontakt, inandning av damm, intag av växter samt skydd av markmiljö för de metaller som beaktats i arbetet inte påverkas av de hydroligiska och geologiska parametrar som beaktats. Dessa envägskoncentrationer påverkas troligen av andra parametrar och tas inte med i redovisningen av resultat. För fullständiga tabeller där alla exponeringsvägar och parametrar redovisas se bilaga 3 och 4. I tabell 4.4 redovisas värden för geologiska och hydrogeologiska parametrar som beaktats i arbetet för det givna scenariot KM. Tabell 4.4. Geologiska och hydrogeologiska parametrar som beaktats i arbetet. (Naturvårdsverket, ) Parameter Enhet KM Torrdensitet, kg/dm 3 1,5 Jordens vattenhalt, w dm 3 /dm 3 0,32 Jordens lufthalt, a dm 3 /dm 3 0,08 Längd av det förorenade området, L m 50 Bredd av det förorenade området, W m 50 Föroreningens djup under grundvattenytan, Zf m 1 Grundvattenbildning, Ir mm/år 100 Hydraulisk konduktivitet, K m/s 0,00001 Hydraulisk gradient, i m/m 0,03 Akviferens mäktighet, daq m 10 Avstånd från det förorenade området till brunn, Xwell m 0 Resultaten för undersökningen av hur riktvärden påverkas av variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar redovisas i tabeller nedan och olika färger har använts för att göra redovisningen tydlig. Mörkt grå celler i tabellerna innebär att värdena är högre än de för det givna scenariot (värden i vita celler) och ljust grå celler innebär att värdena är lägre än de för det givna scenariot. Resultaten redovisas i olika tabeller beroende på om föroreningen finns ovan eller under grundvattenytan Längd av det förorenade området, L Resultatet av undersökningen har visat att då förorening finns ovan grundvattenytan gäller att både då det förorenade området är kortare och längre än för det givna scenariot så är den tillåtna envägskoncentrationen för intag av dricksvatten och skydd av grundvatten lägre. Detta beror på att både en kortare och en längre längd ger en mindre utspädning till grundvatten. Längden påverkar både tjocklek och utbredning av blandningszonen där utspädning till grundvatten sker. Tjockleken av blandningszonen kan inte vara större än akviferens mäktighet. Om så är fallet justeras tjockleken av blandningszonen i beräkningsverktyget till värdet på akviferens mäktighet. I det fall längden på det förorenade området är 500 m blir tjockleken på blandningszonen större än akviferens mäktighet och justeras därför till värdet på akviferens mäktighet som i detta fall är 10 m. På grund av detta blir utspädningsfaktorn till grundvatten lägre. För skydd av ytvatten är envägskoncentrationen högre vid mindre längd och lägre vid en större längd av det förorenade området. I tabell 4.5 och 4.6 redovisas resultat för KM för det givna scenariot samt riktvärden erhållna vid de tre olika variationerna för längd av det förorenade området. 33

38 Tabell 4.5. Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på L, för förorening ovan grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM L (5) L (100) L (500) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 8,7 7,4 8,8 4,8 Skydd av gr.v. 4,3 3,7 4,4 2,4 Skydd av ytv ,6 Riktvärde 0,50 0,50 0,50 0,40 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten VI Skydd av gr.v. 11 9, Skydd av ytv ,6 Riktvärde 2,0 2,0 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde

39 Då föroreningen finns under grundvattenytan gäller för samtliga metaller att envägskoncentrationen för intag av dricksvatten och skydd av grundvatten blir högre ju längre det förorenade området är. Detta beror på att utspädning till grundvattnet blir större då längden på det förorenade området ökar. En större utspädning till grundvattnet leder i sin tur till lägre halter av förorening. Tabell 4.6. Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på L, för förorening under grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM L (5) L (100) L (500) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v. 63 5, Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 4,2 0,36 8,5 19 Skydd av gr.v. 2,1 0,18 4,3 9,4 Skydd av ytv. 8,5 8,5 8,5 8,5 Riktvärde 0,35 0,20 0,50 0,60 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten x tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten 9,6 0, VI Skydd av gr.v. 5,3 0, Skydd av ytv Riktvärde 2,0 0,40 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v. 21 1, Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde

40 4.2.2 Bredd av det förorenade området, W För samtliga metaller som beaktats gäller att ju bredare det förorenade området är desto lägre är den tillåtna envägskoncentrationen för intag av dricksvatten, skydd av grundvatten samt skydd av ytvatten. Detta gäller både då föroreningen förekommer ovan och under grundvattenytan. I tabell 4.7 och 4.8 redovisas resultat för KM för det givna scenariot samt riktvärden erhållna vid de tre olika variationerna för bredd av det förorenade området. Att envägskoncentrationen blir lägre ju bredare det förorenade området är beror på att ju bredare området är desto mer vatten strömmar det och för med sig föroreningen nedströms. Tabell 4.7. Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på W, för förorening ovan grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM W (5) W (100) W (500) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 8,7 22 7,9 7,3 Skydd av gr.v. 4, ,7 Skydd av ytv ,6 Riktvärde 0,50 0,60 0,50 0,50 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten x tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten VI Skydd av gr.v ,2 Skydd av ytv ,6 Riktvärde 2,0 2,0 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde

41 Tabell 4.8. Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på W, för förorening under grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM W (5) W (100) W (500) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 4,2 11 3,9 3,6 Skydd av gr.v. 2,1 5,4 1,9 1,8 Skydd av ytv. 8,5 85 4,2 0,85 Riktvärde 0,35 0,50 0,35 0,35 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten 9,6 25 8,7 8,1 VI Skydd av gr.v. 5,3 14 4,8 4,5 Skydd av ytv ,6 1,9 Riktvärde 2,0 2,0 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde

42 4.2.3 Avstånd från det förorenade området till brunn, Xwell Avståndet mellan det förorenade området och brunn påverkar endast exponeringsvägen för intag av dricksvatten. Envägskoncentrationer för skydd av ytvatten och skydd av grundvatten påverkas inte då det är just avstånd till brunn som används som dricksvattenkälla som beaktas. Ju längre avstånd från föroreningskällan till brunnen desto högre blir envägskoncentrationen. I tabell 4.9 och 4.10 redovisas resultat för KM för det givna scenariot samt riktvärden erhållna vid de tre olika variationerna för avstånd mellan det förorenade området och brunn. Att ett längre avstånd från det förorenade området till brunnen ger en högre envägskoncentration beror på att ju längre från brunnen föroreningskällan finns desto större utspädning till grundvattnet sker och lägre föroreningskoncentrationer i vattnet erhålls. Tabell 4.9. Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på Xwell, för förorening ovan grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM Xwell (50) Xwell (200) Xwell (500) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 8, Skydd av gr.v. 4,3 4,3 4,3 4,3 Skydd av ytv Riktvärde 0,50 0,60 0,60 0,60 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten Ej begr. Ej begr. tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten VI Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde 2,0 2,0 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde

43 Tabell Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på Xwell, för förorening under grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM Xwell (50) Xwell (200) Xwell (500) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 4,2 8, Skydd av gr.v. 2,1 2,1 2,1 2,1 Skydd av ytv. 8,5 8,5 8,5 8,5 Riktvärde 0,35 0,50 0,50 0,60 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten Ej begr. tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten 9, VI Skydd av gr.v. 5,3 5,3 5,3 5,3 Skydd av ytv Riktvärde 2,0 2,0 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde

44 4.2.4 Grundvattenbildning, Ir Grundvattenbildning sker främst då nederbörd infiltrerar genom marken till grundvattenytan. Grundvattenbildning påverkar envägskoncentrationer för intag av dricksvatten, skydd av grundvatten och skydd av ytvatten. I tabell 4.11 redovisas resultat för KM för det givna scenariot samt riktvärden erhållna vid de tre olika variationerna i grundvattenbildning. Undersökningen visar att en högre grundvattenbildning också ger en högre envägskoncentration vilket beror på att en större utspädning erhålls då mer grundvatten bildas vilket i sin tur leder till en lägre föroreningskoncentration. Tabell Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på Ir, för förorening under grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM Ir (5) Ir (250) Ir (400) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 4,2 3,9 4,8 5,2 Skydd av gr.v. 2,1 1,9 2,4 2,6 Skydd av ytv. 8,5 8,5 8,5 8,5 Riktvärde 0,35 0,35 0,40 0,40 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten 9,6 8, VI Skydd av gr.v. 5,3 4,9 6 6,6 Skydd av ytv Riktvärde 2,0 2,0 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde

45 4.2.5 Hydraulisk konduktivitet Hydraulisk konduktivitet påverkar envägskoncentrationer för intag av dricksvatten, skydd av grundvatten och skydd av ytvatten. I tabell 4.12 redovisas resultat för KM för det givna scenariot samt riktvärden erhållna vid de tre olika variationerna i hydraulisk konduktivitet. Undersökningen har visat att en lägre hydraulisk konduktivitet ger en högre envägskoncentration. Detta beror på att utspädningen till grundvatten är större då det geologiska materialet har en lägre konduktivitet. Det beror också på att vid en lägre hydraulisk konduktivitet har materialet mindre förmåga att släppa igenom vatten och ett lägre flöde sker genom de förorenade massorna och akviferen vilket leder till en mindre spridningsrisk och därmed en mindre risk för exponering. Tabell Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på K, för förorening under grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM K (1,00E 3) K (1,00E 7) K (1,00E 10) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Ej begr. Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 4,2 3,9 7,3 7,3 Skydd av gr.v. 2,1 1,9 3,6 3,6 Skydd av ytv. 8,5 0, Riktvärde 0,35 0,20 0,50 0,50 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Ej begr. Riktvärde Krom Intag dricksvatten tot Skydd av gr.v Skydd av ytv , Ej begr. Riktvärde Krom Intag dricksvatten 9,6 8, VI Skydd av gr.v. 5,3 4,8 9,2 9,2 Skydd av ytv. 19 0, Ej begr. Riktvärde 2,0 0,2 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv , Ej begr. Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Ej begr. Riktvärde

46 4.2.6 Hydraulisk gradient, i Den hydrauliska gradienten påverkar envägskoncentrationen för intag av dricksvatten och skydd av grundvatten, men inte envägskoncentrationen för skydd av ytvatten. I tabell 4.13 redovisas resultat för KM för det givna scenariot samt riktvärden erhållna vid de tre olika variationerna i hydraulisk gradient. En högre hydraulisk gradient ger en lägre envägskoncentration och ett lägre riktvärde vilket beror på att vid en hög hydraulisk gradient är strömningshastigheten för grundvattnet högre och det sker ett större flöde genom de förorenade massorna och akviferen vilket ökar risken för spridning av föroreningen. Tabell Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på i, för förorening under grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM i (0,0001) i (0,001) i (0,04) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 4,2 7,3 7,3 4,1 Skydd av gr.v. 2,1 3,6 3,6 2,1 Skydd av ytv. 8, ,3 Riktvärde 0,35 0,50 0,50 0,35 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten 9, ,4 VI Skydd av gr.v. 5,3 9,2 9,2 5,2 Skydd av ytv Riktvärde 2,0 2,0 2,0 2,0 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Ej begr Riktvärde

47 4.2.7 Akviferens mäktighet, daq Akviferens mäktighet påverkar envägskoncentrationer för intag av dricksvatten och skydd av grundvatten. I tabell 4.14 redovisas resultat för KM för det givna scenariot samt riktvärden erhållna vid de tre olika variationerna i akviferens mäktighet. Då mäktigheten hos akviferen är lägre än för det givna scenariot så är också envägskoncentrationen för intag av dricksvatten och skydd av grundvatten lägre. Ökande mäktighet hos akviferen ökar dock inte envägskoncentrationen nämnbart. Förhållandet beror på att vid en mindre mäktighet hos akviferen sker endast en liten utspädning av förorening till grundvatten. I det fall då akviferens mäktighet sätts till 0,1m sker ingen utspädning och flödet genom förorenade massor är högre än flödet genom akviferen. Då flödet genom de förorenade massorna bör vara lägre än flödet genom akviferen bör akviferens mäktighet inte sättas till mindre än 1m. Då akviferens mäktighet överstiger 10m sker ingen förändring i utspädning till grundvatten men dock en ändring i flöde genom akviferen vilket ger vissa ändringar i envägskoncentrationer. 43

48 Tabell Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på daq, för förorening under grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM daq (0,1) daq (5) daq (50) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v. 63 1, Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 4,2 0,073 3,6 4,2 Skydd av gr.v. 2,1 0,036 1,8 2,1 Skydd av ytv. 8,5 8,5 8,5 8,5 Riktvärde 0,35 0,2 0,35 0,35 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v , Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten tot Skydd av gr.v , Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten 9,6 0,16 8,2 9,6 VI Skydd av gr.v. 5,3 0,092 4,6 5,3 Skydd av ytv Riktvärde 2,0 0, Nickel Intag dricksvatten 380 6, Skydd av gr.v. 21 0, Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v , Skydd av ytv Riktvärde

49 4.2.8 Föroreningens djup under grundvattenytan, Zf Hur djupt föroreningen finns under grundvattenytan påverkar envägskoncentrationer för intag av dricksvatten, skydd av grundvatten och skydd av ytvatten. I tabell 4.15 redovisas resultat för KM för det givna scenariot samt riktvärden erhållna vid de tre olika variationerna i föroreningens djup under grundvattenytan. Ju längre under grundvattenytan föroreningen finns desto lägre är envägskoncentrationerna för intag av dricksvatten, skydd av grundvatten och skydd av ytvatten och även riktvärdet. Detta beror på att utspädningen till grundvatten minskar med ökande djup under grundvattenytan medan flödet genom de förorenade massorna ökar. Tabell Jämförelse mellan riktvärden för KM, vid det givna scenariot och framtagna riktvärden för tre olika värden på Zf, för förorening under grundvattenytan. I tabellen redovisas också jämförelse mellan envägskoncentrationer vid det givna scenariot och för tre olika värden på den aktuella parametern. Enhet för riktvärden och envägskoncentrationer är i mg/kg. KM Zf (0,1) Zf (5) Zf (10) Bly Intag dricksvatten Skydd av gr.v ,3 Skydd av ytv Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 4,2 42 0,85 0,42 Skydd av gr.v. 2,1 21 0,42 0,21 Skydd av ytv. 8,5 85 1,7 0,85 Riktvärde 0,35 0,6 0,2 0,2 Koppar Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten Ej begr tot Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde Krom Intag dricksvatten 9,6 96 1,9 0,96 VI Skydd av gr.v. 5,3 53 1,1 0,53 Skydd av ytv ,8 1,9 Riktvärde 2,0 0,8 0,4 2 Nickel Intag dricksvatten Skydd av gr.v ,2 2,1 Skydd av ytv Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av gr.v Skydd av ytv Riktvärde

50 4.2.9 Torrdensitet, vattenhalt och lufthalt Torrdensitet samt jordens vatten och lufthalt påverkar riktvärdet för de metaller som beaktats i så liten grad att det är knappt märkbart i avrundade envägskoncentrationer och riktvärden. Ingen specifik redovisning av dessa resultat sker utan för värden hänvisas till bilaga 3 och Påverkan på riktvärden beroende på variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar då två parametrar ändrats samtidigt Då vattenhalten inte påverkar riktvärden och envägskoncentrationer enskilt har försök där vattenhalt var en av de ingående parametrarna inte heller gett några skillnader mot tidigare resultat för den andra parametern. I tabell 4.16 redovisas de sammansättningar som gav ändringar i värden på envägskoncentrationer och riktvärden. Det lägsta värdet för hydraulisk gradient tillsammans med det högsta värdet för akviferens mäktighet ger en hög utspädningsfaktor och sammansättningen ger därför högre envägskoncentrationer och riktvärden än de båda parametrarna var för sig. Samma sak gäller då det lägsta värdet valts för hydraulisk konduktivitet och det högsta för akviferens mäktighet. Då akviferens mäktighet är stor påverkas alltså utspädningsfaktorn till grundvatten då värden för hydraulisk konduktivitet och gradient är låga. För värden på akviferens mäktighet gäller dock samma sak här som då denna parameter beaktades enskilt. Mäktigheten bör inte sättas till mindre än 1m p.g.a. skillnader mellan flöde genom förorenade massor och genom akviferen. Höjs akviferens mäktighet från 0,1m till 1m höjs också utspädningsfaktorn från 0 till 1 och något högre envägskoncentrationer erhålls. Resultat för alla sammansättningar och exponeringsvägar redovisas i bilaga 5. 46

51 Tabell Resultat för envägskoncentrationer och riktvärden då värden på två parametrar ändrats samtidigt, för förorening under grundvattenytan. Enhet mg/kg. K(1,00E 3) i(0,04) och i(0,0001) K(1,00E 10) K(1,00E 3) och i(0,0001) och daq(0,1) daq(0,1) och daq(50) och daq(50) Bly Intag dricksvatten Skydd av grundvatten 75 1,1 1, Skydd av ytvatten ej begr. Riktvärde Kadmium Intag dricksvatten 5 0,073 0, Skydd av grundvatten 2,5 0,036 0, Skydd av ytvatten 25 0,085 6, Riktvärde 0,4 0,2 0,2 0,6 0,6 Koppar Intag dricksvatten Skydd av grundvatten 250 3,6 3, Skydd av ytvatten ej begr. Riktvärde Krom tot Intag dricksvatten ej begr. ej begr. Skydd av grundvatten 310 4,5 4, Skydd av ytvatten , ej begr. Riktvärde Krom VI Intag dricksvatten 11 0,16 0, Skydd av grundvatten 6,3 0,092 0, Skydd av ytvatten 57 0, ej begr. Riktvärde 2 0,08 0, Nickel Intag dricksvatten 450 6,5 6, Skydd av grundvatten 25 0,36 0, Skydd av ytvatten , ej begr. Riktvärde Zink Intag dricksvatten Skydd av grundvatten 500 7,3 7, Skydd av ytvatten ej begr. ej begr. Riktvärde

52 5 Slutsats På grund av de utvecklingar och ändringar som skett från Naturvårdsverkets modell från år 1997 för framtagning av riktvärden till modellen från år 2007 har riktvärdena för olika ämnen förändrats. Några av de ändringar som skett gentemot den tidigare modellen är att modellen för utspädning till grundvatten har utvecklats och toxikologiska värden för vissa ämnen har utvecklats. På grund av detta har vissa envägskoncentrationer höjts medan andra har sänkts. Gemensamt för samtliga metaller som beaktats i arbetet är dock att de integrerade riktvärdena har sänkts gentemot de tidigare riktvärdena. Genom att envägskoncentrationerna ändrats har också den exponeringsväg som är styrande för riktvärdet ändrats för vissa ämnen. Resultaten från undersökningarna över hur geologiska och hydrogeologiska parametrar påverkar riktvärdena har visat att av de parametrar som valt att beaktas är det endast ett antal som påverkar riktvärden för metaller. De parametrar som påverkar riktvärdena är också de parametrar som bör undersökas mer noggrant vid en markundersökning inför en riskbedömning av ett förorenat område. Parametrarna som påverkar riktvärden för de metaller som beaktats är längd och bredd på det förorenade området, grundvattenbildning, hydraulisk konduktivitet och gradient, akviferens mäktighet samt föroreningens djup under grundvattenytan. Det som ger störst påverkan på integrerade riktvärden och som bör undersökas mest noggrant är längd av det förorenade området, akviferens mäktighet, hydraulisk konduktivitet och föroreningens djup under grundvattenytan. Övriga parametrar som påverkar riktvärdena bör också undersökas eftersom de påverkar envägskoncentrationer för intag av dricksvatten, skydd av grundvatten och skydd av ytvatten. De parametrar som påverkar riktvärdena påverkar inte heller alla exponeringsvägar. Exponeringsvägarna som är aktuella för de metaller som har beaktats är intag av dricksvatten, skydd av grundvatten och skydd av ytvatten. Övriga exponeringsvägar påverkas, då det gäller metaller, mer av parametrar som berör t.ex. vistelsetid och konsumtion av växter. För vissa ämnen påverkas riktvärdena i sådan grad att även den exponeringsväg som är styrande för riktvärdet ändrats. Framtagning av riktvärden med hjälp av Naturvårdsverkets beräkningsverktyg är ett enkelt och smidigt sätt att beräkna riktvärden. I beräkningsverktyget är det enkelt att ändra parametrar för att få ett mer platsspecifikt förhållande då platsspecifika riktvärden beräknas. När beräkningsverktyget används är det dock viktigt att se till att resultaten av inmatningarna blir relevanta. När t.ex. parametrar som rör grundvatten ändras är det viktigt att relevanta värden för utspädningsfaktor, flöde genom det förorenade området och flöde genom akviferen erhålls. Det är också viktigt att innan beräkningsverktyget används, säkerställa att programmet är helt tillämpligt för det aktuella området. Då det finns vissa begränsningar i modellen krävs ibland att vissa beräkningar utförs utanför programmet. Utifrån samtal med Mark Elert som menar att inga större skillnader kommer att göras i beräkningsverktyget anser jag att det kan börja användas som hjälp vid framtagning av platsspecifika riktvärden. Försiktighet bör dock beaktas innan beräkningsverktyget är fullständigt kontrollerat och slutgiltigt. Rapporten är, i enlighet med problemformulering och syfte, ett dokument som visar skillnader mellan förenklad och fördjupad riskbedömning. Den visar också hur riktvärden för några av de vanligast förekommande metallerna i Sverige har förändrats från Naturvårdsverkets tidigare modell från år 1997 för framtagning av riktvärden till remissversionen från år Slutligen ger rapporten också en överblick över hur riktvärden för dessa metaller påverkas av variationer i geologiska och hydrogeologiska parametrar samt av föroreningens utbredning. 48

53 Källförteckning Tryckta källor Baird, C.,1995, Environmental chemistry, USA, W.H. Freeman and Company, ISBN McLean, J.E och Bledsoe, B.E., 1992, Ground water issue, Behavior of metals in soils, United States Environmental Protection Agency, EPA/540/S 92/018 Naturvårdsverket, 1997, Development of generic guideline values, Rapport 4639, ISBN x Naturvårdsverket, 1999, Metodik för inventering av förorenade områden, Rapport 4918, ISBN Naturvårdsverket, , Metallers mobilitet i mark, Rapport 5536, ISBN Naturvårdsverket, , Riskbedömning av förorenade områden En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning, Remissversion Naturvårdsverket, , Riktvärden för förorenad mark Modellbeskrivning och vägledning, Remissverion Naturvårdsverket, , Riktvärden för förorenad mark Modellbeskrivning och vägledning, Remissverion, Bilaga 4 Handledning för beräkningsverktyg Naturvårdsverket, , Riktvärden för förorenad mark Modellbeskrivning och vägledning, Remissverion, Bilaga 1 Sammanställning av indata till riktvärdesmodellen Sterner, O., 2003, Förgiftningar och miljöhot, Sverige, Studentlitteratur, ISBN Svensson, C., 2004, Kompendium i teknisk geologi AK, Tekniska högskolan i Lund Elektroniska källor IPCS, , IPCS, , IPCS, , KEMI, 2008, Kemikalieinspektionen, aspx LRF, 2008, Lantbrukarnas riksförbund, Naturvårdsverket, , medmiljopaverkan/efterbehandling av fororenade omraden/laget i landet efterbehandling/

54 Naturvårdsverket, , medmiljopaverkan/efterbehandling av fororenade omraden/riskbedomning/ Muntliga kontakter Mark Elert, Kemakta, Telefonsamtal

55 Bilaga 1, Beräkningsverktyget I bilaga 1 finns bilder över de nio synliga kalkylbladen som ingår i beräkningsverktyget. Bilderna är beskärda från höger. Bilaga 1, sida 1, Konceptuell modell.

56 Bilaga 1, sida 2, Inmatning

57 Bilaga 1, sida 3 Inmatning

58 Bilaga 1, sida 4, Kommentarer

59 Bilaga 1, sida 5, Uttagsrapport

60 Bilaga 1, sida 6, Bilaga kommentarer

61 Bilaga 1, sida 7, Avvikelser ämnesdata

62 Bilaga 1, sida 8, Riktvärden

63 Bilaga 1, sida 9, Halter