Utländska riktvärdens tillämpning på svenska förhållanden gällande förorenad mark

Utländska riktvärdens tillämpning på svenska förhållanden gällande förorenad mark Per Jonsson Uppsats för avläggande av masterexamen i naturvetenskap 30 hp Institutionen för biologi och miljövetenskap Göteborgs universitet

Förord Denna rapport är ett examensarbete som omfattar 30 högskolepoäng inom Mastersprogrammet i miljövetenskap med naturvetenskaplig inriktning, vid Institutionen för biologi och miljövetenskap, på Göteborgs universitet. Arbete har genomförts på uppdrag av ÅFInfrastructure AB (ÅF). Jag vill tacka min handledare på ÅF, Tobias Magnusson, som föreslog projektidén till examensarbetet och gett mig goda råd och förslag under arbetets gång. Vidare vill jag tacka min handledare vid Göteborgs universitet, Mikael Olsson, som granskat examensarbetet och kommit med intressanta tankar och tips. Till sist vill jag tacka all personal på ÅF för ett trevligt och hjälpsamt bemötande. Göteborg mars 2014 1

Sammanfattning Industri, turism och olämpliga jord och skogsbruksmetoder är exempel på mänskliga aktiviteter som bidrar till ett allvarligt problem, markförstöring. Marken utsätts för erosion, minskad biologisk mångfald och föroreningar. Förorenad mark kan innebära risker för människors hälsa och eller miljön. Efterbehandling syftar till att utföra åtgärder som leder till att det inte finns någon allvarlig risk. För att bedöma vilka åtgärder som krävs och i vilken omfattning utförs en riskbedömning. Riskbedömningen innehåller flera verktyg där ett av dem är riktvärden. Riktvärden anger den föroreningshalt i marken där risken för oönskade effekter på människors hälsa, miljö eller naturresurser är accepterad. När svenska riktvärden saknas är det vanligt att utländska riktvärden används. Syftet med rapporten är att beskriva hur tillämpliga utländska riktvärden är på svenska förhållanden gällande förorenad mark. Målet var att skapa ett kunskapsunderlag som kan användas för framtida projekt gällande riskbedömning av förorenade mark. Tre länders riktvärden har studerats: Danmark, Holland och Kanada. En litteraturstudie har genomförts för att få en bakgrund till förorenad mark och riktvärden samt för att bedöma tillämpligheten. Vidare har två olika verktyg som Naturvårdsverket tagit fram använts, ett frågeformulär samt ett beräkningsprogram. Resultaten visar att det inte med säkerhet går att fastställa vilken tillämplighet utländska riktvärden har på svenska förhållanden. De olika ländernas modeller för att ta fram riktvärden är i grund och botten uppbyggda på samma sätt, förutom den danska som skiljer sig åt från den svenska och bör därför inte användas. Vidare framhålls i rapporten att riskerna kan underskattas om holländska riktvärden används. Av de utländska system för riktvärden som studerats bedöms Kanadas som mest tillämplig för svenska förhållanden. 2

Summary Industry, tourism and inappropriate agricultural and forestry practices are examples of human activities that contribute to a serious problem, land degradation. Land is subjected to erosion, loss of biodiversity and pollution. Contaminated land may involve risks to human health and the environment, aftertreatment aims to perform actions that lead to no serious risk. To evaluate the action required and to what extent, a risk assessment is essential. The risk assessment includes several tools where one of them is guideline values. Guidelines values indicate the level of contamination in the ground where the risk of adverse effects on human health, the environment or natural resources is accepted. When Swedish guideline values are missing, it is common that foreign guideline values are being used. The purpose of the report is to describe how applicable foreign guideline values are on Swedish conditions regarding contaminated land. The goal was to create a knowledge base that can be used for future projects concerning risk assessment of contaminated land. Guideline values from three countries have been studied: Denmark, Netherlands and Canada. A literature study has been conducted to get a background and to determine the applicability for contaminated land and guideline values. Furthermore, two different tools has been used which the Swedish Environmental Protection Agency has developed, a questionnaire and a calculation program. The results indicate uncertainties in the assessment of the applicability of foreign guideline values on Swedish conditions. The various countries models to develop guideline values are basically the same, except the Danish that differs from the Swedish and therefore should not be used. Furthermore, the report points out that the risks may be underestimated if the guideline values from Netherlands are used. Canadian guideline values deemed most appropriate by the countries studied. 3

Innehållsförteckning 1. Inledning... 5 1.1 Syfte... 6 1.2 Frågeställningar... 6 1.3 Avgränsning... 6 2 Bakgrund... 7 2.1 Vanligt förekommande föroreningar i Sverige... 8 2.2 Riskbedömning av förorenade områden... 9 2.3 Riktvärden... 10 2.4 Tidigare forskning och jämförelser av generella riktvärden... 15 3 Metod och genomförande... 16 3.1 Frågeformulär... 17 3.2 Beräkningsprogram... 18 4. Resultat... 19 4.1 Ländernas riktvärdesmodeller... 19 4.2 Jämförelse av riktvärden... 20 4.3 Jord och hydrogeologiska parametrar... 22 4.4 Frågeformulär om tillämplighet... 22 4.5 Egna beräkningar... 23 4.6 Föroreningstyper som det saknas svenska riktvärden för... 24 5. Diskussion... 26 5.1 Utländska riktvärdens tillämplighet... 26 5.2 Riktvärdens tillämplighet i realiteten... 28 5.3 Framtida föroreningstyper... 28 5.4 Fortsatt arbete... 28 6. Slutsatser... 29 7. Referenser... 30 Bilaga A. Svenska riktvärden... 34 Bilaga B. Danska riktvärden... 36 Bilaga C. Holländska riktvärden... 41 Bilaga D. Kanadensiska riktvärden... 45 4

1. Inledning Industri, turism och olämpliga jord "#$#%&) och skogsbruksmetoder är "#*#+&) exempel på mänskliga aktiviteter som bidrar till ett allvarligt problem, markförstöring. Följande citat från en amerikansk långfilm sätter fingret på varför det är ett problem: You can print money, manufacture diamonds, and people are a dime a dozen, but they ll always,#&(*() need land. It s the one thing they re not making any more of (Superman Returns, 2006). Eftersom processerna för att bilda och återskapa mark är väldigt långsamma, så klassas marken som en ickeförnybar resurs. Mark är ett dynamiskt system där flera funktioner är nödvändiga för mänsklig verksamhet och för ekosystemets fortlevnad. Mänskliga aktiviteter gör att marken utsätts för erosion, förlust av organiskt material, minskad biologisk mångfald och förorening (Europeiska unionen, 2011). Samhällets allt större miljömedvetenhet och ökande exploateringstryck på nya och gamla områden gör förorenad mark till en viktig och högst aktuell fråga. Eftersom marken är en ändlig resurs kommer konflikter uppstå mellan ekonomiska, ekologiska och sociala intressen. I en hållbar utveckling interagerar dessa intressen, se Figur 1, och vid efterbehandling av ett förorenat område är det viktigt att beakta aspekter inom alla tre områden. "#$#%&'"() "#*#+&'"(),#&(*() Figur 1. Dimensioner i en hållbar utveckling (Söderqvist et al., 2004). Efterbehandling syftar till att utföra åtgärder på förorenad mark som leder till att det inte finns någon allvarlig risk för människors hälsa eller för miljön (Europeiska unionen, 2011). Åtgärderna ska vara miljömässigt motiverade, ekonomiskt rimliga och tekniskt genomförbara. För att bedöma vilka åtgärder som krävs och i vilken omfattning utförs en riskbedömning. Riskbedömningen innehåller flera verktyg där ett utav dem är riktvärden. Riktvärden för efterbehandling anger den föroreningshalt i marken där risken för oönskade effekter på människors hälsa, miljö eller naturresurser är accepterat. Riktvärden är inte framtagna för alla typer av föroreningar. Det är vanligt att utländska riktvärden används när svenska riktvärden saknas. Kunskapen är begränsad om hur tillämpliga utländska riktvärden är på svenska förhållanden. 5

1.1 Syfte Syftet med föreliggande studie är att beskriva hur tillämpliga utländska riktvärden är på svenska förhållanden gällande förorenad mark. Målet är att skapa ett kunskapsunderlag som kan användas för framtida projekt gällande riskbedömning av förorenade områden. 1.2 Frågeställningar Hur beräknas svenska riktvärden jämfört med utländska riktvärden? Vad skiljer svenska och utländska riktvärden gällande geologiska och hydrogeologiska förutsättningar? Vilket lands riktvärden är mest tillämpbara på svenska förhållanden utifrån föroreningstyp och markanvändning? För vilka framtida potentiellt viktiga föroreningstyper saknas det svenska riktvärden? Är riktvärden ett relevant verktyg? 1.3 Avgränsning Rapporten avgränsas till att gälla riktvärden för förorenad mark och inte för förorenade sediment eller förorenat grundvatten. Det kan dock nämnas att skydd av grundvatten ingår i vissa länders riktvärden. Riktvärden för förorenad mark finns i många länder. Eftersom examensarbetet har utförts under en begränsad tid har endast tre länders riktvärden studerats: Danmark, Holland och Kanada. Länderna har valts ut efter diskussion med ÅFInfrastructure AB:s miljöavdelning där det framkom att det inte är ovanligt att dessa länders riktvärden används (Magnusson, 2013). I Sverige finns riktvärden framtagna både av Naturvårdsverket och branschorganisationer. Eftersom de studerade ländernas riktvärden har tagits fram av respektive lands motsvarighet till Naturvårdsverket har enbart Naturvårdsverkets riktlinjer studerats. Syftet med rapporten är att utreda hur tillämpbara utländska riktvärden gällande förorenad mark är på svenska förhållanden. Hur hela utredningsprocessen för förorenade områden går till ryms inte inom ramen för examensarbetet. Arbetet syftar inte till att utvärdera tillämpligheten i Naturvårdsverkets riskvärdemodell. De riktvärden som är framtagna med hjälp av den antas vara korrekta för svenska förhållanden. 6

2 Bakgrund Sveriges utveckling från jordbrukssamhälle till industrisamhälle har skapat ett stort antal förorenade områden runt om i landet. Mark och vatten har kontaminerats av miljö och hälsoskadliga ämnen från mänskliga aktiviteter. Förorenade områden kan till exempel vara: nedlagda bensinstationer där marken förorenats av bensin, diesel eller olja från spill vid bränslepåfyllning eller läckage från cisterner, ledningar och smörjgropar. industriområden där spill och läckage av olika ämnen har förekommit från diverse tillverkningsprocesser mark kring vägar med äldre asfaltsbeläggning som innehåller stenkolstjära och där PAH:er har lakats ur (Miljömål, 2013). Föroreningar i mark och vatten uppmärksammades på allvar som ett miljöproblem i början av 1970talet. Det blev tydligt att industrisamhället hade skapat en miljöskuld som inte bara påverkade den lokala omgivningen utan även utgjorde ett allt större miljöproblem. Naturvårdsverket och Länsstyrelserna är i slutskedet med att kartlägga föroreningssituationen i Sverige och har identifierat nära 80 000 potentiellt förorenade områden (Naturvårdsverket, 2013). Kraven på att efterbehandla förorenade områden har stärkts efter att Miljöbalken trädde i kraft 1999 samt att 16 miljökvalitetsmål antogs av riksdagen. Flera mål berör arbetet med förorenade områden och då framförallt Giftfri miljö som har ett delmål om förorenad mark. Riksdagens definition av målet lyder: Förekomsten av ämnen i miljön som har skapats i eller utvunnits av samhället ska inte hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden. Halterna av naturfrämmande ämnen är nära noll och deras påverkan på människors hälsa och ekosystem är försumbar. Halterna av naturligt förekommande ämnen är nära bakgrundsnivåerna (Miljömål, 2012a). Miljömålen är inte rättsligt bindande men vid tillämpning av miljöbalken ska de vara vägledande. Enligt miljöbalken är det verksamhetsutövaren som i första hand är ansvarig för utredning och efterbehandling om verksamheten har bidragit till föroreningen. Sekundärt har även fastighetsägaren samma ansvar. Enligt Naturvårdsverket är ett område förorenat om föroreningshalterna är högre än bakgrundshalterna (Naturvårdsverket, 2009a). Föroreningarna kommer oftast från en eller flera punktkällor och sprids sedan vidare till olika medier. Områden med mycket höga föroreningshalter kallas för hotspots och dessa bör prioriteras vid en sanering (Naturvårdsverket, 1999). En väsentlig fråga är vilken miljönytta en efterbehandling kan leda till i förhållande till kostnaden (Naturvårdsverket, 2003a). Idealet vore att sanera ett förorenat område till det ursprungsskick som rådde innan tillskottet av föroreningar skedde. Men detta uppnås sällan eftersom det oftast inte är genomförbart rent tekniskt eller är ekonomiskt försvarbart (Naturvårdsverket, 2003b). 7

2.1 Vanligt förekommande föroreningar i Sverige En förorening är ett ämne som kan påverka människors hälsa och miljö negativt. På förorenade områden påträffas föroreningar som är typiska för de verksamheter som varit aktiva på området som till exempel träimpregnering, massa och pappersindustri och gruvhantering. I Naturvårdsverket lägesbeskrivning av efterbehandlingsåret 2011 (2012) listas de 10 mest prioriterade objekten i varje län och en sammanställning över de primära föroreningarna visar att metaller och halogenerade kolväten är de vanligaste föroreningarna, se Figur 2. 8% 9:.+.#5, ;) <&=#>.+?@/$ 3) 78* 2() 45+65 22) "#$%&& '() *%&+,##.%$ /+&01$# 23) Figur 2. Procentuell fördelning av föroreningar vid Länsstyrelsernas prioriterade objekt 2011 (Naturvårdsverket, 2012). 2.1.1 Framtida föroreningstyper Under de senaste decennierna har den ekonomiska tillväxten lett till en ökad produktion och konsumtion av varor och tjänster. Ökad konsumtion och produktion innebär ökad kemikalieanvändning, både i produkterna och i själva tillverkningsprocessen (Kemikalieinspektionen, 2011a). Ämnen som DDT, PCB och freon är kemikalier som var i fokus för 2030 år sedan och för ett par år sedan larmades det för bromerade flamskyddsmedel, dioxin i livsmedel och kadmiumanrikning i odlingsjordar (Naturskyddsföreningen, 2004). Nedan listas tre potentiellt viktiga föroreningstyper som skulle kunna leda till betydande problem i framtiden. Det gemensamma med dessa ämnen är att användningen ökar i konsumentprodukter och den diffusa spridningen ökar. 2.1.1.1 Silver Traditionellt används silver till smycken och bestick. Men eftersom silver i jonform har bakteriedödande egenskaper har användningen ökat i konsumentprodukter, exempelvis textilier och kosmetika. Elektronik är även ett område där silveranvändningen har ökat. Silver i jonform har miljöfarliga egenskaper och är mycket persistent. Det finns en oro att den ökade silveranvändningen kan utveckla resistenta bakterier (Kemikalieinspektionen, 2011b). 2.1.1.2 Ftalater Ftalater används främst som mjukgörare i plaster för att öka flexibiliteten och transparensen. De återfinns i en mängd olika produkter som människor dagligen kommer i kontakt med, till exempel leksaker, matlådor och golvbeläggningar. På grund av att det inte finns någon stark bindning mellan ftalaterna och plasten som de 8

blandas med, så frigörs de lätt och läcker ut i olika medier i miljön. Eftersom exponeringsvägarna är många för både människa och miljö är den totala exponeringen problematisk och undersökningar har visat sig störa reproduktionen hos människor. Dock råder det delade meningar om ftalaters effekter på människa och miljö. Vissa ämnen är idag förbjudna eller begränsande och vissa används fortfarande (Kemikalieinspektionen, 2011c). Enligt Kovacic forskning från 2010 är ftalater de mest förekommande föroreningarna som är konstgjorda (Kovacic, 2010). 2.1.1.3 Nanomaterial Användning av nanomaterial ökar ständigt och förekommer i allt fler produktområden som till exempel elektronik, kosmetik och textil. Kunskapen och informationen om nanomaterial är begränsad. Det finns ingen internationell definitionen av nanomaterial eller hur det påverkar människors hälsa eller miljön. Den globala standardiseringsorganisationen ISO (International Organization for Standardization) arbetar med att ta fram en definition och diskussioner har förts angående att partiklar som är under 100 nanometer kan betraktas som nanomaterial (Kemikalieinspektionen, 2010). Exponeringsvägar som beaktas i svenska riktvärdesmodellen 2.2 Riskbedömning av förorenade områden Föroreningar i mark kan ge humantoxikologiska och ekotoxikologiska effekter via olika exponeringsvägar. Naturvårdsverket har definierat ett antal olika exponeringsvägar som används vid beräkning av risker för människa och ekologiska system, se Figur 3. Människans exponeringsvägar kan sammanfattas som direktkontakt, intag av föroreningar via vatten och livsmedel samt inandning av föroreningar. "#$%& inandning av ångor intag av växter /01,& 23*&4+#53 &6757#, inandning av damm intag av jord intag av dricksvatten hudupptag.%&) '&(#)*+,,# Figur 3. Möjliga exponeringsvägar (Naturvårdsverket, 2009c). 23*&4+#53 7#&879:;# Det finns två typer av tidsrelaterade exponeringar, akut och kronisk. En akut exponering innebär en exponering med en hög koncentration av hälsofarliga ämnen under en relativt kort tid. Till akuta effekter räknas irritation i ögon, näsa och hals, frätskador på hud och skador på lungor. En kronisk exponering sker under en längre tid och med lägre koncentrationer. Den vanligaste exponeringsvägen är inandning av ångor eller partiklar och hälsoproblem som lungsjukdomar, skador på inre organ och cancer kan uppstå (Arbetsmiljöverket, 2002). Vid en föroreningssituation genomförs en riskbedömning, dels för att bedöma akuta, kort och långsiktiga risker, och dels för att avgöra hur mycket riskerna behöver reduceras för att undvika oacceptabla effekter på miljö, hälsa och naturresurser. Hur 9

pass omfattande en riskbedömning bör vara varierar mellan olika förorenade områden (Naturvårdsverket, 2009b). Vanligtvis påbörjas en förenklad riskbedömning för att vid behov utökas till en fördjupad (Naturvårdsverket, 2008). Motiven för att utöka till en fördjupad riskbedömning kan exempelvis vara att: Föroreningssituation är omfattande och komplicerad. Flera förorenade medier bidrar till risken. Riktvärden saknas eller inte är tillämpbara på grund av avvikande förutsättningar avseende spridning, exponering eller skyddsobjekt (Naturvårdsverket, 2009b). Vid en förenklad riskbedömning bedöms om generella riktvärden som Naturvårdsverket tagit fram kan tillämpas. Därefter jämförs de uppmätta föroreningshalterna med riktvärdena och vidare åtgärder utreds (Naturvårdsverket, 2008). Åtgärderna syftar till att reducera riskerna, exempelvis sanering eller skyddsbarriär i form av betonggolv eller asfalt. 2.3 Riktvärden Att använda riktvärden är det enklaste sättet att bedöma om en förorening är acceptabel eller inte. Beroende på vad marken används till eller ska användas till så varierar riktvärdena. Syftet med riktvärden är att kunna fastslå att föroreningshalter som hamnar under en viss gräns är ofarliga för miljö och hälsa. Detta gäller dock inte i alla fall. Det finns tillfällen då riktvärdet hamnar på en nivå som kan leda till negativa effekter men som man är beredd att acceptera. Så är till exempel fallet med cancerogena ämnen. Eftersom mycket små doser bedöms kunna orsaka skador så bestäms riktvärdet utifrån hur många cancerfall som är acceptabla (Naturvårdsverket, 2006b). 2.3.1 Fördelar med att använda riktvärden Om det finns gränser för hur mycket föroreningar som får förekomma i naturen är det rimligt att anta att verksamheter kommer att anpassa sig och inte förorena lika mycket som de annars kanske hade gjort. Men för att uppnå detta behöver tillsynsmyndigheter göra det tydligt för verksamheter att det kan bli kännbara påföljder om de förorenar över riktvärdena (Naturvårdsverket, 2006b). 2.3.2 Nackdelar med att använda riktvärden För vissa ämnen finns det tydliga dos/responsförhållanden och det är relativt lätt att bestämma riktvärde utifrån vad som ger negativa effekter. Men i de fall då riktvärden baseras på acceptansens gällande försämrad miljö och hälsa, kan valet framstå som godtyckligt. För att undvika detta kan en säkerhetsfaktor adderas till riktvärdet. Ju högre osäkerhet det finns kring ett riktvärde desto högre blir säkerhetsfaktorn som i sin tur ger ett lägre riktvärde (Naturvårdsverket, 2006b). 2.3.3 Svenska riktvärden Naturvårdsverket är en statlig myndighet med en central roll i Sveriges miljöarbete. De hanterar bland annat frågor gällande klimat, miljöövervakning och förorenade områden (Miljödepartementet, 2012). Som en del i arbetet med att analysera risker vid 10

förorenad mark har Naturvårdsverket utvecklat en riktvärdesmodell för att beräkna generella riktvärden. Vid beräkningen har fokus legat på följande punkter: fördelning och transport av föroreningen i miljön exponeringsvägar till människa uppskattning av toxikologiska risker från exponering uppskattning av ekotoxikologiska effekter I riktvärdesmodellen beräknas jordens egenskaper enligt en standardjord som motsvarar förhållandena för normaltäta jordarter, exempelvis silt och sandjordar, sandigsiltig morän, sandig morän, siltmorän och sandmorän (Naturvårdsverket, 2009c). Vidare är riktvärdena framtagna för två olika typer av markanvändning som skiljer sig åt avseende exponeringsvägar, exponerade grupper samt skyddsvärdet för miljön: Känslig markanvändning (KM) Markkvaliteten ska inte begränsa vad marken kan användas till. Barn och vuxna förväntas vistas permanent inom området, som till exempel bostäder, dagis och jordbruk där barn och vuxna förväntas vistas permanent. Ekosystemen för mark och närbeläget ytvatten ska skyddas så att alla ekologiska funktionerna fungerar. Mindre känslig markanvändning (MKM) Markkvaliteten begränsar val av markanvändningen som till exempel ska användas för industrier, kontor och vägar där vuxna antas befinna sig under arbetstid och barn endast temporärt. Skyddsnivån för markmiljön ska vara så pass att de betydelsefulla funktionerna fungerar. Närbeläget ytvatten ska skyddas på samma sätt som för KM, det vill säga att alla ekologiska funktioner fungerar. För varje ämne eller ämnesgrupp beräknas ett human och ekotoxikologist värde. För att kunna beräkna detta är det viktigt att veta föroreningens fördelning mellan olika faser i jorden eftersom det kommer påverka transporten till olika medier som utsätter människa och miljö för exponering. Naturvårdsverket har beräknat föroreningars fördelning och transport utifrån modeller som används i Holland, Kanada, USA och Storbritannien. Figur 4 visar en förenklad schematisk bild över hur riktvärden för Förenklad förorenad mark schematisk beräknas beskrivning för svenska av förhållanden. riktvärdesmodell @<*$&77&80&'. A(:;&77&80&'. /3++3%2<)%(%).$45.:1*0&'(%)3'. =(802<',&%. Figur 4. Förenklad schematisk beskrivning av svensk riktvärdesmodell. 11

Hälsoeffekterna är beräknade utifrån det humantoxikologiska värdet som är beräknat utifrån den potentiella exponeringen som kan uppstå från olika exponeringsvägar. Exponeringen beräknas och jämförs med ett toxikologiskt referensvärde. En referenskoncentration beräknas genom bakåträkning i exponeringsmodellen. Med hänsyn till tolerabla dagliga intag (TDI) och bakgrundsnivåer justeras referenskoncentrationen. För cancerogena ämnen bestäms ett värde som maximalt ger ett extra cancerfall per 100 000 individer över en livstid. Det ekotoxikologiska värdet representerar nivåer som inte ger någon större påverkan på jordens ekologiska funktioner. Minst 75 % av de marklevande arterna ska skyddas för KM och 50 % för MKM. Effekter på den direkt kontaminerade marken samt närliggande områden beaktas. Data är hämtade från både Holländska riktvärden för förorenad mark och Kanadensiska kriterier för vattenkvalitet. Det lägsta av de humantoxikologiska eller ekotoxikologiska värdena fastslås som slutgiltigt riktvärde. Viss justering kan förekomma om: Luktproblem uppstår vid små koncentrationer av ämnet. Ämnets naturligt förekommande bakgrundshalter i mark är höga. Exponeringen är stor via föda. Ämnet är akuttoxiskt (Naturvårdsverket, 1996b). Hälsoriskbaserade riktvärden är beräknade på en mer vetenskaplig grund jämfört med miljöriskerna som är beräknade utifrån det befintliga och tillgängliga dataunderlaget (Naturvårdsverket, 2009c). Riktvärden tillämpas av den offentliga och privata sektorn för att minimera oönskade effekter på människors hälsa och miljö. Det är tidseffektivt att använda generella riktvärden och därmed även relativt kostnadseffektivt. Vid tillämpning av svenska riktvärden bör följande beaktas: Halter över riktvärden behöver inte medföra negativa effekter. Riktvärdena är inte juridiskt bindande utan rekommendationer. De är generella för svenska förhållanden. Deras syfte är inte att fungera som åtgärdsmål. Platsspecifika förutsättningar. Riktvärdena är framtagna enligt en modell med spridning och exponering som inte bör avvika (Naturvårdsverket, 2009c). 2.3.4 Utländska riktvärden 2.3.4.1 Danska riktvärden Danmarks motsvarighet till Naturvårdsverket är Miljøstyrelsen som har tagit fram riktvärden som stöd i arbetet med förorenad mark (Miljøstyrelsen, 2012). Riktvärdena baseras främst på humantoxikologiska effekter men tar i vissa fall även hänsyn till ekotoxikologiska effekter. De tillämpas på markanvändning där barn ofta förekommer, exempelvis förskolor, lekplatser och bostadsområden. Det finns två riktvärden som berör förorenad mark, jordkvalitetskriteriet (JK) och avlägsnandekriteriet (AK). JK anger den föroreningshalt som negativt kan påverka 12

"#$#%&'()*$& markanvändningen. Om föroreningskoncentrationen /%0'&','$&. är i nivå med AK är risken för människors hälsa så pass stor och jorden skall avlägsnas eller saneras. Intervallet mellan JK och AK kallas för rådgivningsintervallet. Inom detta intervall klassas marken som mindre förorenad och lokala myndigheter ska råda människor om hur de kan minska exponeringen från föroreningen, se Figur 5 (Miljøstyrelsen, 2010). "#$#%&'&()*$&+%&,#,'$&. "#$% &'%%()#*+),)#$(% )(*%./%*+),)#$(% 6,)451(2.%#%35).%#).#% 012'/3$($4#5).%#).#% "74/.1$.$/3.$%#)1(22 8%&,. 92,,#%.4"#$#%&,. :#4,'(,.4"#$#%&,. Figur x. 5. Danska Principen riktvärden bakom i danska förhållande riktvärden till föroreningskoncentration i förhållande till föroreningskoncentration. För att bestämma JK studeras först data angående föroreningars effekter på djur. Den koncentration som inte ger någon effekt har använts tillsammans med en osäkerhetsfaktor för omräkning från djur till människor för att bestämma det tolererbara dagliga intaget. Om informationen är bristfällig används ytterligare en osäkerhetsfaktor. För cancerframkallande ämnen används en matematisk formel för att beräkna den halt som ger ett extra cancerfall på en miljon individer över en livstid. JK fastställs sedan utifrån en standardexponering från inandning av jord och damm, intag av jord och hudkontakt. I vissa fall sker korrigering med hänsyn till bakgrundshalterna och kravet att en förorening inte ska upptäckas med blotta ögat eller luktsinnet. Korrigering kan även ske för ämnen med en känd ekotoxikologisk effekt vid ett mycket lägre värde än det humantoxikologiska JK (Miljøstyrelsen, 2000). AK bestäms utifrån samma principer men är generellt upp till 10 gånger så högt för ämnen med kroniska effekter. Detta baseras på uppskattningen att den genomsnittliga dagliga exponeringen för jord minskar med en faktor 510 om rådgivningen från myndigheter efterföljs. För ämnen med akuta effekter är AK på samma nivå som för JK eftersom rådgivningen inte med säkerhet förebygger barn från att vid enstaka tillfällen inta stora mängder jord. AK är endast framtagna för vissa immobila och förhållandevis persistenta föroreningar, som till exempel metaller, polycykliska aromatiska kolväten och tunga kolväten (Miljøstyrelsen, 2000). Se Bilaga B för lista över danska riktvärden. 2.3.4.2 Holländska riktvärden Den holländska motsvarigheten till Naturvårdsverket är The National Institute for Public Health and the Environment (RIVM). Deras arbete är att förebygga hälsorisker och miljöförstöring (RIVM, u.å.) RIVM har arbetat fram två typer av riktvärden, bakgrundsvärden och ingripandevärden (eng: intervention values). Riktvärdena 13

klassificerar in jorden "#$% som ren, lättare &'%%()#*+),)#$(% förorenad eller kraftigt förorenad, )(*%./%*+),)#$(% se Figur 6. Klassas jorden som ren finns det inga restriktioner vad marken kan användas till. Vid /%0'&','$&. lättare förorenad mark finns två värden som bestämmer om marken är lämplig för bostads och industriändamål, ett lägre respektive högre värde. Klassas marken som kraftigt förorenad är sanering i princip obligatorisk och det behöver bestämmas hur pass brådskande saneringen är (Swartjes, et al., 2012). "#$#%&'()*$&+%&, "#$#%&'&()*$&+%&,#,'$&. 4(56/),3$71(23# 82.6(9()6($1'$7$.$/ 0$%#)1#$%.,$1(23# 8%&,. 92,,#%.4"#$#%&,. :#4,'(,.4"#$#%&,. Figur x. 6. Holländska Principen bakom riktvärden holländska i förhållande riktvärden till föroreningskoncentration i förhållande till föroreningskoncentration. Bakgrundsvärdena är framtagna efter en rikstäckande undersökning av utvalda föroreningar som täckt in alla relevanta jordarter. Syftet med bakgrundsvärdena är att bedöma när ingen risk förekommer. Ingripandevärdena baseras på humantoxikologiska och ekotoxikologiska effekter på en standardjord som innehåller 10 % organiskt material, 25 % lera och med ett ph på 6 (Swartjes, et al., 2012). De humantoxikologiska effekterna kvantifierats med hjälp av en exponeringsmodell i kombination med den maximalt tillåtna risken (MPR) för människor. För ickecancerogena ämnen är MPR det tolererbara dagliga intaget (TDI). Gällande cancerogena ämnen baseras MPR på den koncentration som ökar cancerrisken med 1 på 10000 individer. De ekotoxikologiska effekterna kvantifieras utifrån vilken koncentration i jorden när 50 % av arterna eller processerna riskerar att påverkas negativt. Det human eller ekotoxikologiska värde som är lägst bestäms oftast som slutgiltigt ingripandevärde (RIVM, 2001). I undantagsfall väljs det högre värdet ifall det lägre innehåller stora osäkerheter. Ingripandevärdet syftar till att bedöma när jordens funktionella egenskaper för människa och miljö är allvarligt försämrade eller hotade, det vill säga allvarligt förorenad, och om så är fallet bestämma hur brådskande saneringen är. Medelkoncentrationen av föroreningen måste vara högre än riktvärdet i minst 25 m 3 jord för att marken ska klassas som allvarligt förorenad. För att undvika att ett ohållbart antal områden behöver saneras, så har ingripandevärdet för vissa föroreningar satts högre än både det humantoxikologiska och ekotoxikologiska värdet. De holländska riktvärdena reviderades senast 2009 (Swartjes, et al., 2012). Se Bilaga C för tabell över holländska riktvärden. 14

2.3.4.3 Kanadensiska riktvärden Canadian Council Ministers of the Environment (CCME) är en mellanstatlig organisation i Kanada som behandlar miljöfrågor på nationell, internationell och global nivå. CCME har tagit fram riktvärden (eng. Canadian Environmental Quality Guidelines) som ska fungera som vägledning vid bedömning och sanering av förorenade områden för att skydda både människors hälsa och natur. De första riktvärdena som togs fram 1991 var baserade på professionella bedömningar. Senare riktvärden är framtagna på ett mer vetenskapligt försvarbart sätt genom att studera de senaste framstegen gällande föroreningars transport och toxikologi (CCME, 2006). De har beräknats på fyra olika markanvändningsområden: jordbruks, bostads, kommersiella och industriella ändamål. För att komma fram till ett generellt riktvärde har först två separata riktvärden beräknats, skydd av miljön och skydd av mänsklig hälsa. Riktvärdet för skydd av miljön tar hänsyn till negativa effekter på terrestra ekosystem som uppkommer från direktexponering via intag av förorenad jord och mat, och indirekt exponering via förorenat grundvatten som används till jordbruk eller migrerar till ytvattenförekomster. Potentiella exponeringsvägar, skyddsvärda komponenter och exponeringsscenarior bedöms för varje markanvändning. De effektbaserade riktvärdena bygger på data om föroreningars transport och toxicitet. Den lägsta koncentration i marken som skyddar komponenterna i ett markbundet ekosystem bestäms som riktvärde för miljön. De skyddsvärda komponenterna varierar beroende på markanvändning och vissa har inte utvärderats för alla markanvändningsområden eller föroreningstyper (CCME, 2006). På liknande sätt har riktvärdet för skydd av människors hälsa beräknats med syfte att hindra att påtagliga hälsorisker uppstår. De riskbaserade riktvärdena bygger på den sammanlagda bakgrundsexponeringen som inte är relaterat till det förorenade området samt ett generellt värde för den mänskliga exponeringen relevant för varje markanvändning. Den totala exponeringen får inte överskrida det dagliga tolererbara intaget och föroreningens toxicitet får inte orsaka märkbara hälsorisker (CCME, 2006). För cancerogena ämnen definieras den halt som ger ett extra cancerfall på en miljon individer över en livstid (CCME, 1997). Det lägsta värdet av det miljömässiga och hälsobaserade riktvärdet fastställs som det generella riktvärdet efter kontroll mot toxiska och typiska bakgrundskoncentrationer. Vissa riktvärden är uppdelade i finkorniga och grovkorniga jordarter men i de flesta fall saknas det tillräckligt med information för att beräkna detta (CCME, 2006). Se Bilaga D för tabell över kanadensiska riktlinjer. 2.4 Tidigare forskning och jämförelser av generella riktvärden Provoost et al. (2005) har jämfört 10 länders (Kanada, Belgien, Frankrike, Tyskland, Storbritannien, Holland, Norge, Sverige, Schweiz, USA) riktvärden för spårmetaller med syfte att undersöka varför de skiljer sig åt. Resultatet från studien visar att generella riktvärden används på olika sätt; antingen för att bedöma när en sanering krävs eller behovet av fortsatt utredning. Alla länders riktvärden är framtagna för att skydda människors hälsa medan vissa länder även har inkluderat skydd av miljön. Skillnader i modell, parametervärden och human och ekotoxikologiska kriterier är även viktiga anledningar till att ländernas riktvärden skiljer sig åt. 15

Swartjes (2002) har studerat olika europeiska modeller för beräkning av humantoxicitet med syftet att öka kunskapen kring variationen i resultaten av hur människor exponeras för föroreningar. Jämförelsen baserades på olika scenarier med skillnader i markanvändning, jordart och förorening. Exponeringsvägarna som togs hänsyn till var jordintag, växtintag och inandning av inomhusluft. Resultatet av studien visade att: Det finns stora osäkerheter i modellerna och dess ingångsparametrar. Exponeringen är starkt beroende av föroreningstyp och avsevärt mindre på markanvändning eller jordart. Naturvårdsverket (2006a) har jämfört generella riktvärden som används i Sverige, Holland och Kanada. Kanada använder ett liknande system som Sverige för hantering av förorenade områden och riktvärdena ligger på samma nivå. Holland tillämpar riskbaserade riktvärden som avgör när åtgärder bör genomföras. De tar inte hänsyn till markanvändning så som svenska riktvärden gör. Generellt är holländska riktvärden högre än svenska men storleksordningen är densamma. En av slutsatserna av jämförelsen var att: Beräkning av riktvärden i olika länder genomförs i grunden på liknande sätt men riktvärdena varierar på grund av olika ingångsdata. Tidigare forskning och de jämförelser som gjorts inom detta område har inte haft till syfte att bedöma om det är tillämpligt att använda andra länders riktvärden med andra förutsättningar så som geologiska, etnologiska och politiska. 3 Metod och genomförande En litteraturstudie har genomförts av befintlig litteratur gällande riktvärden för förorenad mark. Se Tabell 1 för vilka databaser och sökord som har varit viktiga vid informationssökningen. Sökorden har använts i olika kombinationer. Tabell 1. Databaser och viktiga sökord som använts vid informationssökning Databaser Engelska sökord Svenska sökord Supersök (Göteborgs universitets publikationsdatabas), ASFA, PubMed, Scopus, Web of knowledge Soil quality guidelines, soil cleanup standards, soil quality standards, intervention values, risk assessment, comparison, applicable Riktvärden, förorenad mark, efterbehandling, jämförelser, utländska Naturvårdsverket, andra länders motsvarigheter till Naturvårdsverket och diskussioner med konsulter har även varit en viktig källa till material. Informationen har sammanställts, dels för att få en bakgrund till förorenade områden och riktvärden, men även för att bedöma tillämpligheten. Vidare för att bedöma tillämpligheten har två olika verktyg som Naturvårdsverket tagit fram använts, ett frågeformulär och ett beräkningsprogram. En mer utförlig beskrivning av de olika verktygen och hur de har använts följer nedan. 16

3.1 Frågeformulär Riktvärden är just riktvärden och inte lagbindande om vad som ska uppnås. Generella riktvärden är framtagna just för ett generellt ändamål och det är sällan som de generella förutsättningarna gäller. Vid en riskbedömning bedöms om de generella riktvärdena kan användas. Bedömningen bör baseras på geologiska och hydrologiska förhållanden samt hur människor och miljö kan komma att exponeras (Naturvårdsverket, 1997). Naturvårdsverket har tagit fram elva frågor gällande förutsättningarna på det förorenade objektet som kan användas för att bedöma om det är lämpligt att använda ett generellt riktvärde. Frågeformuläret gäller svenska riktvärden men majoriteten av frågorna kan även användas till att bedöma om utländska riktvärden, som också är generella, är tillämpliga. Följande frågor är en modifiering av Naturvårdsverkets ursprungliga frågeformulär (Naturvårdsverket, 1997). 1. Är halten organiskt material i jorden väsentligt lägre? Riktvärdena är framräknande med ett antagande att halten organiskt material i jorden är 2 %. Halten har betydelse för fastläggning av organiska föreningar i marken och därmed för exponeringsvägarna inandning av ångor och intag av dricksvatten och grönsaker. Riskerna kan underskattas om halten organiskt material är avsevärt lägre än 2 %. 2. Är utspädningen porvattengrundvatten väsentligt lägre? Riktvärdena är framräknande med ett antagande att utspädningen porvattengrundvatten är 1/14 för KM och 1/47 för MKM. Utspädningen påverkar exponering via dricksvatten och ekotoxikologiska effekter i ytvatten. En väsentligt lägre utspädning än 1/14 respektive 1/47 kan för vissa ämnen innebära att riskerna underskattas. 3. Är utspädningen grundvattenytvatten väsentligt lägre? Riktvärdena är framräknande med ett antagande att utspädningen grundvattenytvatten är 1/4000. Utspädningen påverkar ekotoxikologiska effekter i ytvatten. En väsentligt lägre utspädning än 1/4000 kan riskerna underskattas. 4. Är halten partiklar i luften väsentligt högre? För att uppskatta exponering via inandning av damm används halten av förorenad jord i luften. Riskerna kan för vissa ämnen underskattas om halten partiklar är väsentligt högre än 40 µg/m 3. 5. Är ph väsentligt lägre? Riktvärdesmodellen använder sig av ph 57. Markens surhetsgrad påverkar metallers rörlighet och tillgänglighet. Ett sjunkande ph ökar rörligheten för de flesta metaller och riskerna kan underskattas. 6. Är exponeringsvägarna för markanvändningsalternativet relevanta? Generella riktvärden är beräknade med exponeringsvägarna intag av jord, intag av växter, intag av dricksvatten, inandning av damm, inandning av ångor och hudupptag. Är någon exponeringsväg inte relevant kan riskerna överskattas (Naturvårdsverket, 1997). 17

3.2 Beräkningsprogram För att beräkna riktvärden för förorenad mark har Naturvårdsverkets utformat ett beräkningsprogram. Programmet som är namnlöst är utvecklat i Excel och använder sig av olika modeller för att beräkna riktvärden för att skydda människors hälsa, markmiljö, grundvatten och ytvatten. Det lägsta av dessa riktvärden blir det slutliga riktvärdet. Riktvärden är framtagna för 52 olika ämnen. Modellerna innehåller tre grupper av parametrar, scenario, ämnes och modellparametrar. Scenarioparametrar beskriver olika scenarier som påverkar exponering och transport av föroreningar, exempelvis jordens egenskaper eller recipientförhållanden. I programmet finns två förinställda scenarier med en viss kombination av indata. De två scenarierna benämns KM (Känslig Markanvändning) och MKM (Mindre Känslig Markanvändning). Ämnesparametrar är kopplade till ett visst ämne som till exempel bakgrundshalt, löslighet och tolerabelt dagligt intag. Modellparametrar sägs vara en del av riktvärdesmodellen och är allmängiltiga såsom genomsnittligt intag av jord, kroppsvikt och exponeringsår (Naturvårdsverket, 2009c). Genom att ändra scenarioparametrar kan ett eget scenario skapas. Detta görs för att ta reda på hur olika ingångsdata påverkar riktvärden, till exempel utländska ingångsdata. 3.2.1 Egna beräkningar Vid egna beräkningar har 22 ämnen valts ut, se Figur 7. Ämnena har valts utifrån vanligt förekommande föroreningstyper i Sverige, se kapitel 2.1. Figur 7. Valda ämnen utifrån vanligt förekommande föroreningstyper i Sverige. Kanadensiska indata gällande jord och grundvattenparametrar har implementerats i den svenska riktvärdesmodellen. Kanadensisk data har använts på grund av likheter med den svenska riktvärdesmodellen för att beräkna riktvärden samt tillgänglighet av data. Figur 8 visar vilka parametrar som har ändrats jämfört med det fördefinierade scenariot KM. Figur 8. Kanadensiska jord och grundvattenparametrar. 18

4. Resultat Följande kapitel presenterar de resultat som framkommit i studien. Avsnitt 4.1 presenterar vad som ingår i de olika ländernas riktvärdesmodeller. Vidare jämförs ländernas riktvärden i avsnitt 4.2 för att upptäcka likheter och skillnader. Avsnitt 4.3 visar också vilka likheter och skillnader som finns mellan ländernas parametrar avseende geologi och hydrologi. I avsnitt 4.4 presenteras hur pass tillämpliga utländska riktvärden är baserat på Naturvårdsverkets frågeformulär. Kapitlet avslutas med vilka föroreningstyper det saknas svenska riktvärden för och vilka länder där sådana riktvärden är beräknade, se kapitel 4.5. 4.1 Ländernas riktvärdesmodeller Tabell 2 visar vad som ingår i de undersökta ländernas riktvärdesmodeller. Sveriges riktvärdesmodell tar hänsyn till hälso och miljöeffekter och exponeringsvägarna som ingår är intag av jord, intag av växter, intag av dricksvatten, inandningen av damm, inandning av ångor och hudupptag av jord. Markanvändningen som ingår är känslig markanvändning och mindre känslig markanvändning. Hollands riktvärdesmodell tar hänsyn till hälso och miljöeffekter och samma exponeringsvägar som den svenska men den tar inte hänsyn till olika markanvändningar. Kanadas riktvärdesmodell tar hänsyn till hälso och miljöeffekter och exponeringsvägarna och riktvärdena är uppdelade beroende på markanvändning. Danmarks riktvärdesmodell baseras primärt på hälsoeffekter. Miljöeffekterna ingår väldigt begränsat. Två av exponeringsvägarna som ingår i den svenska modellen ingår inte i den danska, intag av växter och intag av dricksvatten. Vidare delas inte riktvärdena upp i olika markanvändning. Eftersom den danska riktvärdesmodellen skiljer sig avsevärt jämfört med både Sveriges och de två andra ländernas riktvärdesmodeller, så kommer inte Danmark att inkluderas i efterföljande avsnitt. Tabell 2. Vad som ingår i olika länders riktvärdesmodell. x = ingår i modellen. Rött = ingår ej. Sverige Danmark Holland Kanada Hälsoeffekter x x x x Miljöeffekter x x x Olika markanvändning x x Exponeringsvägar Intag av jord x x x x Intag av växter x x x Intag av dricksvatten x x x Inandning av damm x x x x Inandning av ångor x x x x Hudupptag av jord x x x x

4.2 Jämförelse av riktvärden Nedanstående tabeller presenterar en jämförelse mellan de olika ländernas riktvärden. Varje lands riktvärden har jämförts med svenska riktvärden för att urskilja betydande skillnader. Ämnen som det saknas riktvärden för har gallrats bort. Tabell 3. Jämförelse av holländska och svenska riktvärden. Samtliga riktvärden anges i mg/kg torrsubstans. Ämne Sverige KM Holland Ämne Sverige MKM Holland Antimon 12 22 Antimon 30 22 Arsenik 10 76 Arsenik 25 76 Bly 50 530 Bly 400 530 Kadmium 0,5 13 Kadmium 15 13 Kobolt 15 190 Kobolt 35 190 Koppar 80 190 Koppar 200 190 Kvicksilver 0,25 36 Kvicksilver 2,5 36 Molybden 40 190 Molybden 100 190 Nickel 40 100 Nickel 120 100 Zink 250 720 Zink 500 720 Cyanid, fri 0,4 20 Cyanid, fri 1,5 20 Triklorbensener 1 11 Triklorbensener 10 11 Hexaklorbensen 0,035 2,0 Hexaklorbensen 2 2,0 Diklormetan 0,08 3,9 Diklormetan 0,25 3,9 Triklormetan 0,4 5,6 Triklormetan 1,2 5,6 1,2dikloretan 0,02 6,4 1,2dikloretan 0,06 6,4 1, 1, 1 trikloretan 5 15 1, 1, 1 trikloretan 30 15 Trikloreten 0,2 2,5 Trikloreten 0,6 2,5 Tetrakloreten (Per) 0,4 8,8 Tetrakloreten (Per) 1,2 8,8 PCB7 0,008 1 PCB7 0,2 1 Bensen 0,012 1,1 Bensen 0,04 1,1 Toluen 10 32 Toluen 40 32 Etylbensen 10 110 Etylbensen 50 110 Xylen 10 17 Xylen 50 17 Färgkoder Riktvärde i samma storleksordning Minst två gånger högre riktvärde Minst en tiopotens högre riktvärde Minst två tiopotenser högre riktvärde Minst två gånger lägre riktvärde Minst en tiopotens lägre riktvärde Minst två tiopotenser lägre riktvärde Tabell 3 visar att en övervägande majoritet av de holländska riktvärden är minst dubbelt så höga, varav mer än hälften är minst en tiopotens högre, än svenska riktvärden för KM. Jämfört med MKM så är knappt hälften i samma storleksordning och av resterande så är större delen upp till 10 gånger så höga. Det är värt att notera att för kvicksilver som är mycket giftigt, så ligger det holländska riktvärdet på hundra gånger mer än det svenska. Det är även intressant att jämförelsen med svenska riktvärden för KM visar att samtliga holländska riktvärden är högre. 20

Tabell 4. Jämförelse av kanadensiska och svenska riktvärden. Samtliga riktvärden anges i mg/kg torrsubstans. Ämne Sverige Kanada Kanada Sverige Kanada Kanada Industri KM Jordbruk Bostad MKM Kommersiell Antimon* 12 20 20 30 40 40 Arsenik 10 12 12 25 12 12 Barium 200 750 500 300 2000 2000 Bly 50 70 140 400 260 600 Kadmium 0,5 1,4 10 15 22 22 Kobolt* 15 40 50 35 300 300 Koppar 80 63 63 200 91 91 Kvicksilver 0,25 6,6 6,6 2,5 24 50 Molybden* 40 5 10 100 40 40 Nickel 40 50 50 120 50 50 Zink 250 200 200 500 360 360 Cyanid, fri 0,4 0,9 0,9 1,5 8 8 Triklorbensener* 1 0,05 2 10 10 10 Hexaklorbensen* 0,035 0,05 2 2 10 10 Diklormetan* 0,08 0,1 5 0,25 50 50 Triklormetan* 0,4 0,1 5 1,2 50 50 1,2dikloretan* 0,02 0,1 5 0,06 50 50 1, 1, 1 5 0,1 5 30 50 50 trikloretan* Trikloreten 0,2 0,01 0,01 0,6 0,01 0,01 Tetrakloreten 0,4 0,1 0,2 1,2 0,5 0,6 (Per) PCB7 0,008 0,5 1,3 0,2 33 33 Bensen 0,012 G:0,03 F:0,0068 G:0,03 F:0,0068 0,04 G:0,03 F:0,0068 G:0,03 F:0,0068 Toluen 10 G: 0,37 F: 0,08 G: 0,37 F: 0,08 40 G: 0,37 F: 0,08 G: 0,37 F: 0,08 Etylbensen 10 G: 0,082 F: 0,018 G: 0,082 F: 0,018 50 G: 0,082 F: 0,018 G: 0,082 F: 0,018 Xylen 10 G: 11 F: 2,4 G: 11 F: 2,4 50 G: 11 F: 2,4 G: 11 F: 2,4 * Framtaget 1991 Färgkoder Riktvärde i samma storleksordning Minst två gånger högre riktvärde Minst en tiopotens högre riktvärde Minst två tiopotenser högre riktvärde Minst två gånger lägre riktvärde Minst en tiopotens lägre riktvärde Minst två tiopotenser lägre riktvärde Av Tabell 4 framgår att drygt en tredjedel av Kanadas riktvärden för jordbruks och bostadsändamål är i samma storleksordning som Sveriges riktvärden för KM. För Kanadas riktvärden för kommersiell och industriell markanvändning sjunker den siffran till en femtedel jämfört med Sveriges riktvärden för MKM. För båda jämförelserna skiljer sig en femtedel av riktvärdena med mer en två tiopotenser. Noterbart är att skillnaderna mellan jordbruk och KM är mindre än skillnaderna mellan bostad och KM. 21

4.3 Jord och hydrogeologiska parametrar Tabell 5 visar vilka jord och hydrogeologiska parametrar som ingår i de olika ländernas riktvärdesmodeller. Parametrarna påverkar spridningsförutsättningarna för eventuella föroreningar och liknande parametrar innebär liknande spridningsförutsättningar. De holländska parametrarna för jord stämmer överens med de svenska. Det enda som avviker är halten organiskt kol där Holland räknar med en fem gånger så hög halt. Detta innebär att Holland beräknar riktvärden utifrån mer begränsade spridningsförutsättningar. Noterbart är att Holland inte räknar med några hydrogeologiska parametrar. Jämförelsen mellan kanadensiska och svenska jordparametrar visar att halten organiskt kol och vattenhalten i jorden lägre för Kanada. Detta innebär att Kanada beräknar riktvärden utifrån högre spridningsförutsättningar. Tittar man på hydrogeologin så utgår länderna från liknande förhållanden. Kanada inkluderar dock fler parametrar. Tabell 5. Jord och hydrogeologiska parametrar som ingår i olika länders riktvärdesmodeller. Parameter Enhet Sverige Holland Kanada, grovkornig jordart Kanada, finkornig jordart Halt organiskt kol i vikt% 2,0 10 0,5 0,5 jorden Jordens torrdensitet kg/dm 3 1,5 1,2 1,7 1,4 Lufthalt i jorden dm 3 luft/dm 3 0,08 0,2 0,241 0,302 jord ph 57 6 68 68 Vattenhalt i jorden dm 3 0,32 0,3 0,07 0,12 vatten/dm 3 jord Utspädning porvatten KM 1/14 till grundvatten Utspädning grundvatten till ytvatten MKM 1/47 1/4000 Porositet dm 3 por/dm 3 0,40 0,36* 0,47* jord Mättad hydraulisk m/år 315 320 32 konduktivitet Hydraulisk gradient 0,03 0,028 0,028 Infiltrations hastighet m/år 0,28 0,20 Luftpermabilitet cm 2 6 x 10 8 10 10 Fukthalt i jorden 0,119 0,168 Temperatur K 283 Halt lera % 25 *Beräknat med den svenska riktvärdesmodellen 4.4 Frågeformulär om tillämplighet Följande två tabeller är en modifiering av Naturvårdsverkets frågeformulär som är framtaget för att bedöma om det är lämpligt att använda ett generellt riktvärde. Detta gäller svenska riktvärden med formuläret kan även användas för att bedöma om andra länders generella riktvärden är tillämpliga. Om svaret på alla frågorna är ja är riktvärdet tillämpligt enligt frågeformuläret. Om svaret på flera av frågorna är nej bör inte riktvärdet användas enligt frågeformuläret. 22