PM med råd inför undersökningar med avseende på oljeföroreningar Inledning Länsstyrelsen i Västmanlands län driver ett projekt under 2014 för att öka kunskapsnivån avseende oljeföroreningar och för att ge förutsättningar för att utveckla tillsynsmyndigheternas handläggning. Projektet är framförallt tänkt som ett stöd i miljökontorens tillsyn, vilket i förlängningen förväntas leda till ökad samsyn mellan de olika kommunerna och Länsstyrelsen. Detta PM innehåller förslag till bedömningsgrunder och arbetssätt inför undersökningar med avseende på oljeföroreningar från till exempel drivmedelsanläggningar eller verkstadsindustri. PM:et är en uppdaterad och utökad version av PM med råd inför översiktliga undersökningar vid bilskrotsanläggningar, Länsstyrelsen Västmanlands län, 2013. I Naturvårdsverkets rapportserie finns tre vägledande rapporter för arbetet med förorenade områden (rapport 5976 (1), 5977 (2) och 5978 (3)). För drivmedelsanläggningar finns en branschrekommendation SPI Efterbehandling av förorenade bensinstationer och dieselanläggningar (4). Ytterligare vägledning angående provtagning finns i SGF:s fälthandbok 2:2013, (5). Branschtypiska föroreningar Miljöstörande ämnen och komponenter som är förknippade med drivmedelsanläggningar, verkstäder och liknande verksamheter är bl.a. oljor, drivmedel, glykol, spolarvätska, batterisyra, PAH, metaller, MTBE och klorerade kolväten. I tabell 1 nedan finns en sammanställning av branschtypiska föroreningar från ett urval av branscher vilka finns beskrivna i NV-rapport 4918 (6). Gemensamt för de branscher som anges i tabellen är att olja är en av de typiska föroreningarna. Ytbehandling av metaller Verkstadsindustri Oljedepåer SJ:s verkstäder Bilvårdsanläggningar Bilfragmentering Bilskrot och skrothandel Metaller, cyanider, fluorider, aromater, klorerade lösningsmedel, fenoler, PAH, PCB och olja. Metaller, oljor, färgrester Metaller, organiska föreningar, vinylklorid, oljor Oljor, fetter, lösningsmedel, färgavfall Olja, aromater, tungmetaller, PAH, klorerade lösningsmedel och glykoler Oljor, glykol, batterisyra, bensin, dieselolja Olja, (tung)metaller, aromater, klorerade lösningsmedel, glykoler, PAH och PCB. Tabell 1 I tabell 2 nedan finns en sammanställning över förekommande ämnen på en bensinstation eller liknande anläggning. (Bilaga 2, s. 2, SPI (4)).
Tabell 2 I tabell 3 återfinns en sammanställning över de vanligaste komponenterna i bensin och dieselbränsle. (Tabell 1.1, s. 23, SPI (4)).
Tabell 3 Förberedande arbete Innan provtagningar och fältundersökningar kan påbörjas så krävs visst förberedande arbete. Bakgrundsinformation om det aktuella området ska tas fram och sammanställas (inventering), och en provtagningsplan ska utarbetas. Ett bra underlag inför detta arbete återfinns i kapitel 2, SGF Fälthandbok 2:2013, (5). Inventering Inledningsvis görs en inventering med syfte att bl.a. svara på frågorna: - Vilka föroreningar kan vi förvänta oss? - Var inom området kan vi förvänta oss att hitta föroreningar?
- I vilka medier kan vi förvänta oss att hitta föroreningar? - Finns det brunnar eller ytvattendrag i närheten? -Vilka övriga skyddsobjekt finns? (Närboende, skyddsvärda områden m.m.) I inventeringen ingår bland annat platsbesök, arkivstudier och intervjuer. Exempel på andra frågeställningar i inventeringsfasen som är viktiga, framförallt för att lokalisera punktkällor, är: - Lokalisering av olika processer: Påfyllning, hantering och lagring av olika vätskor m.m. - Lokalisering av oljeavskiljare. - Lokalisering av ledningssystem, historiska och de som används idag. - Har annan verksamhet förekommit på platsen? - Har hårdgjorda ytor anlagts på platser som kan ha förorenats tidigare? - Var förvaras avfall, både nu och tidigare? - Finns någon deponi på området? - Finns det fyllnadsmassor på området? Var kommer de ifrån? - Har olyckor/driftstörningar skett? Överfyllnader? Innan en miljöteknisk markundersökning påbörjas tas en provtagningsplan fram, som lämnas till tillsynsmyndigheten för eventuella synpunkter. Provtagningsplanens syfte är att i detalj beskriva hur undersökningen ska utföras. Innehållet i en provtagningsplan kan variera beroende på undersökningens omfattning men den kan t.ex. innehålla beskrivningar av 1 : - Provtagningens syfte och mål. - Bakgrund. - Omfattning. - Provtagningsstrategi. - Provtagningsmetod och provhantering. - Analyser. - Kvalitetssäkring. -Dokumentation. Exempel på utformning av en provtagningsplan finns också i bilaga 3 i (5). Konceptuell modell Ett sätt att åskådliggöra den information som finns om ett område är att upprätta en s.k. konceptuell modell. Den konceptuella modellen är en förenklad och tolkad bild över förhållandena på platsen och utgör en övergripande beskrivning av problemet. Den konceptuella modellen kan t.ex. beskriva var föroreningar kan påträffas, vilka skyddsobjekt som kan påverkas och kopplingen mellan dessa (dvs exponerings- och spridningsvägar), se figur 1, nedan. 1 Utdrag från kapitel 2, SGF Rapport 2:2013 (5)
Figur 1. Konceptuell modell 2 Den konceptuella modellen utgör underlag både för provtagningsplanen och senare riskbedömning. Den konceptuella modellen uppdateras successivt i och med att allt mer kunskap erhålls om objektet genom de undersökningar som görs. Exempel på frågor som kan vara till hjälp när man tar fram en konceptuell modell finns bl.a. i NV-rapport 5977, tabell 2.1 (2). Provtagning Allmänt om provtagningsstrategi I en översiktlig undersökning bör provtagningsstrategin vara att utföra en riktad provtagning, dvs. på de platser där man misstänker föroreningar. Provtagningsstrategin bör utgå från den konceptuella modellen: Var kan jag förvänta mig att hitta föroreningar? Hur kan människor exponeras? Hur kan föroreningar spridas? Det går inte att ge någon generell rekommendation om hur många provpunkter som behövs vid en översiktlig undersökning. Antalet provpunkter för jord och vatten beror bl.a. på områdets storlek, de geologiska och hydrogeologiska förutsättningarna på området, förväntade föroreningar och vad man i övrigt vet om verksamheten. För att en bedömning av grundvattnets strömningsriktning ska kunna göras, krävs i allmänhet, minst tre punkter där grundvattennivån kan mätas. För att få en så samlad bild som möjligt av föroreningssituationen bör flera media provtas. Val av lämpliga provtagningsmedia görs bl.a. med utgångspunkt från de föroreningskällor och skyddsobjekt som identifierats i den konceptuella modellen samt de föroreningar som är aktuella. Grundvattenprov är bra som komplement till jordprov, bl.a. för att de kan ge en integrerad bild av föroreningssituationen på platsen (ett slags samlingsprov). För jord bör både ytliga och djupa prover tas. Endast ett urval prover skickas normalt för analys på laboratorium, men prover bör sparas för eventuella kompletterande analyser i ett senare skede. Observationer i fält avseende t.ex. jordlagerföljd, synliga föroreningar, doftintryck, grundvattennivå ska noteras i fältprotokoll. Fältprotokollet bör redovisas till tillsynsmyndigheten. För mer information se bilaga 6, SGFrapport 2:2013 (5). Syftet med att installera grundvattenrör är dels att provta grundvatten för att få en bild av föroreningshalter i grundvatten, men också att ge information om hydrologin (grundvattennivån och gradienten) inom området. 2 Figur 4.4. SPI branschrekommendation, fastställd december 2010, Efterbehandling av förorenade bensinstationer och dieselanläggningar, utgiven april 2011
Placering av grundvattenrören avgörs bl.a. av syftet med undersökningen. Om strömningsriktningen för grundvattnet är känd, eller med relativt god säkerhet kan uppskattas, bör rören placeras i bedömd strömningsriktning för grundvattnet från de punktkällor som bedöms vara mest förorenade. För att dessutom få information om grundvattengradienten, bör rören placeras så att information om gradienten kan erhållas. Ett rör placeras lämpligen även uppströms området för mätning av bakgrundshalter. Generellt bör minst tre grundvattenprov uttas. Figur 2. Principskiss över en typisk ritning över lokalisering av provpunkter i en provtagningsplan. 3 Provtagning bör utföras av personal med dokumenterad erfarenhet av miljötekniska markundersökningar. Rekommendationer om hur provtagning ska utföras finns t.ex. i SGFrapport 2:2013 (5), SGF-rapport 3:2011 (8), och i NV-rapport 5888 (7). Provtagning Vid bland annat bensinstationer är sannolikheten att påträffa föroreningar generellt störst vid markytan och vid grundvattenytan. Ett förslag till provtagningsstrategi är att ta ut minst ett ytligt jordprov vid varje punktkälla, från markytan ned till 0,5 m djup (om synlig förorening eller misstanke om ytlig förorening finns bör varje prov representera ett ännu mindre djupintervall). Blandning av prover bör inte ske mellan områden för olika verksamheter, t.ex. område för bränslepumpar och område för hantering och lagring av avfall. Ett samlingsprov bör representera en för en viss verksamhet väl avgränsad yta. Blandning av prover från olika jorddjup bör undvikas. Vid misstanke om flyktiga ämnen bör samlingsprov undvikas helt, eftersom man riskerar att ämnen avgår i gasfas vid provhanteringen. Man bör utföra minst en djupare provtagning vid varje lokaliserad punktkälla där vätskor hanterats eller kan ha läckt eller spillts ut. I dessa punkter föreslås generellt att jordprov tas ut i anslutning till grundvattenytan. Observera att betongplattor/kassuner kan utgöra ett skydd mot föroreningar i marken direkt under plattan. Risken för spill och bräddning innebär dock att man bör misstänka förorening (hot spot) i direkt anslutning till plattan. För att säkerställa att ingen förorening runnit över kanten på plattan kan ett prov uttas i direkt anslutning till plattan på ett större djup. 3 Figur 4.2. SPI branschrekommendation, fastställd december 2010, Efterbehandling av förorenade bensinstationer och dieselanläggningar, utgiven april 2011
Analyser Fältmätning Fältinstrument kan användas för att med en begränsad insats scanna av ett förorenat område, liksom för att välja ut vilka prover som ska skickas in till laboratorium för analys. Observera dock att fältanalyser enbart utgör komplement till laboratorieanalyser. Med PID-instrument (Photoionisation detector) kan man mäta flyktiga organiska kolväten (upp till cirka C 10-C 12). Instrumentet fungerar inte för organiska föroreningar som PAH, dioxin etc. Efter jämförelse mellan laboratorie- och PID-resultat, kan PID användas för preliminär bedömning av föroreningssituationen (förutsatt att överensstämmelsen mellan metoderna är god). Ett XRFinstrument kan användas för att grovt uppskatta halten av vissa metaller i jord som t.ex. koppar, arsenik, bly och zink. Mätningen påverkas bland annat av fukthalten i jorden. För utförligare förklaring av fältanalysmetoder hänvisas till SGF Rapport 2:2013 (5). På grund- och ytvattenprover ska mätning av ph och elektrisk konduktivitet ske direkt i fält. Laboratorieanalyser Beroende på vilka föroreningar som finns på platsen kan viss del av laboratorieanalyserna ersättas av fältanalyser. Minst 10 % av fältanalyserna (PID eller XRF) bör verifieras med laboratorieanalyser och överensstämmelsen kontrolleras innan fältmätningarna används som underlag för vidare bedömningar och beslut. Grundläggande parametrar som ph och glödförlust bör analyseras på flertalet jordprov. Om det förekommit olika typer av verksamheter inom området alternativt att det finns okända fyllnadsmassor och liknande kan det vara lämpligt att använda sig av screeninganalys av ett stort antal föroreningar på något/några jordprov och något/några grundvattenprov. Detta för att täcka in det breda spektrum av olika föroreningar som kan tänkas förekomma vid en verksamhet. För vissa enskilda ämnen som är dyra att analysera, svåra att provta eller där relevanta riktvärden saknas, kan kompletterande provtagning och analys göras i en kompletterande fördjupad undersökning. Det gäller t.ex. PFOS, dioxin och ftalater. De kommersiella laboratorierna har flera olika paket för analys av aktuella föroreningar. Laboratorierna kan ofta ge förslag på lämpliga analyspaket. Tänk på att laboratoriets rapporteringsgräns måste vara lägre än relevanta riktvärden/bedömningsgrunder. Laboratorium samt analysmetod ska vara ackrediterad (om möjligt). Vid uttag av prov för analys av metaller i grundvatten/schaktvatten i fält bör en bedömning göras om analysparametrarna störs av partiklar i provet. Om det inte störs bör provet analyseras utan föregående filtrering. Om provet kan störas bör man försöka eliminera störningen av partiklar t. ex genom att ändra provtagningstekniken. Om detta inte går bör filtrering i fält ske. En vanlig storlek på ett partikelfilter är 0,45 µm porstorlek. Rekommendationen är att bolaget bör redovisa om filtrering i fält eller på lab genomförts och dess konsekvenser vid bedömning av resultatet. Ofta är det bra att ta ett ofiltrerat och ett filtrerat prov för att kunna utvärdera resultatet. Vid provtagning för analys av oljekolväten eller andra lättflyktiga ämnen filtreras inte provet. Till följd av provtagningen (utrustning och teknik) eller rörinstallationen kan provet innehålla större mängd partiklar än vad som är representativt för grundvattnet. Provet kan då dekanteras efter att partiklarna fått sedimentera. Detta görs normalt på laboratoriet. För anmälningspliktiga eller tillståndspliktiga verksamheter (gäller även anmälningspliktig efterbehandling) gäller NFS 2000:15 samt SNFS 1990:11. Utvärdering och rapportering Resultaten från provtagningarna bör sammanställas och utvärderas i en skriftlig rapport. Resultaten bör redovisas både i tabellform, på ritning och i beskrivande text. Den skriftliga
rapporten bör innehålla både en beskrivning av området och verksamhetshistoriken (utifrån den inledande inventeringen), en beskrivning av utförda undersökningar, en sammanställning och utvärdering av resultaten (både fält- och laboratorieanalyser) samt slutligen en översiktlig riskbedömning (människors hälsa och miljön) alternativt riskklassning. Riskbedömningen bör mynna ut i en preliminär bedömning huruvida det finns ett åtgärdsbehov och eventuellt förslag till fortsatta undersökningar. Exempel på innehåll i en rapport för en enklare översiktlig undersökning: - Sammanfattning - Uppdrag och syfte - Områdesbeskrivning - Verksamhetshistorik - Utförda undersökningar - Resultat - Preliminära övergripande åtgärdsmål - Utvärdering, riskbedömning/förslag på riskklass - Bedömning av osäkerheter - Rekommendationer - Referenser BILAGOR: Ritning med situationsplan och provpunkter. Fältprotokoll och analysprotokoll. Delar av ovanstående finns som exempel i bilaga 5, SGF, 2013, Rapport 2:2013, Fälthandbok, Fältrapport. Litteratur (1) Naturvårdsverket, 2009, rapport 5976, Riktvärden för förorenad mark-modellbeskrivning och vägledning. (2) Naturvårdsverket 2009, rapport 5977, Riskbedömning av förorenade områden- en vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. (3) Naturvårdsverket 2009, rapport 5978, Att välja efterbehandlingsåtgärd- En vägledning från övergripande till mätbara åtgärdsmål. (4) SPI branschrekommendation, fastställd december 2010, Efterbehandling av förorenade bensinstationer och dieselanläggningar, utgiven april 2011 (5) SGF, 2013, Rapport 2:2013, Fälthandbok, Undersökning av förorenade områden. (6) Naturvårdsverket, 1999, rapport 4918: Metodik för inventering av förorenade områden, Bedömningsgrunder för miljökvalitet. (7) Hållbar Sanering, 2009, Rapport 5888, Provtagningsstrategier för förorenad jord. (8) SGF, 2011, Rapport 3:2011, Hantering och analys av prover från förorenade områden. (9) SGU, 2004, Gk4, Geokemiska kartan, Metaller i morän och andra sediment Västra Mälardalen med Västerås tätort (10) Naturvårdsverket, 2014, Luftguiden Handbok om miljökvalitetsnormer för utomhusluft, Handbok 2014:1
Bedömning av resultat Naturvårdsverkets utgångspunkter Naturvårdsverket har tagit fram utgångspunkter som bör ligga till grund för efterbehandlingsarbetet. Det övergripande syftet med efterbehandling av förorenade områden är att långsiktigt minska risken för skada eller olägenhet för människors hälsa eller miljön samt att minska mängderna och halterna av metaller och naturfrämmande ämnen i miljön. För ytterligare information om den nya miljömålsstrukturen med preciseringar, etappmål m.m. se www.miljomål.se. Nedan kommer Naturvårdsverkets utgångspunkter för efterbehandling. Se ytterligare underlag s. 18, Naturvårdsverket 2009, rapport 5977, (2). Bedömning av miljö- och hälsorisker vid förorenade områden bör göras i såväl ett kort som långt tidsperspektiv. Grund- och ytvatten är naturresurser som i princip alltid är skyddsvärda. Spridning av föroreningar från ett förorenat område bör inte innebära vare sig en höjning av bakgrundshalter eller utsläppsmängder som långsiktigt riskerar att försämra kvaliteten på ytvatten- och grundvattenresurser. Sediment- och vattenmiljöer bör skyddas så att inga störningar uppkommer på det akvatiska ekosystemet och så att särskilt skyddsvärda och värdefulla arter värnas. Markmiljön bör skyddas så att ekosystemets funktioner kan upprätthållas i den omfattning som behövs för den planerade markanvändningen. Lika skyddsnivåer bör eftersträvas inom ett område som totalt sett har samma typ av markanvändning, exempelvis ett bostadsområde. Exponeringen från ett förorenat område bör inte ensam stå för hela den exponering som är tolerabel för en människa. Riktvärden och jämförvärden Jord För jord finns Naturvårdsverkets generella riktvärden för Känslig Markanvändning (KM) respektive Mindre Känslig Markanvändning (MKM), (1). Förslag på andra lämpliga jämförvärden finns bl.a. i NV:s vägledningsmaterial (tabell 3.1 och 4.1 i NV- rapport 5977 (2)). I SPI branschrekommendation (4) finns branschspecifika riktvärden för olika scenarier. Generellt gäller att man bör göra en bedömning om de föreslagna riktvärdena, även de generella, stämmer med det aktuella området när det gäller förutsättningar eller om det skiljer sig vad gäller skyddsobjekt, spridning, exponering eller andra platsspecifika förhållanden på platsen. De generella riktvärdena har tagits fram utifrån följande förutsättningar: De baserar sig på den kemiska form som ämnena förekommer i jorden och som förväntas ge de största riskerna. Vissa ämnen förekommer i olika kemiska former med olika hälso- och miljörisker, till exempel arsenik, krom och kvicksilver. De tar inte hänsyn till samverkanseffekter mellan föroreningar. De baserar sig på normaltäta jordarter och är beräknade för föroreningar som ligger i mark ovanför grundvattenytan. De kan användas för andra förhållanden om dessa inte nämnvärt påverkar förutsättningarna för spridning. Om en stor andel av föroreningen ligger under grundvattenytan, kan förutsättningarna för förorening av grundvatten och ytvatten vara större. I de
fall betydande förorening finns under grundvattenytan bör en bedömning av spridningsrisken göras baserat på föroreningshalterna i grundvattnet. Vissa av de ämnen som har generella riktvärden i mark förekommer i stor omfattning i ångfas, till exempel klorerade lösningsmedel, bensen, toluen, etylbensen, xylen och MTBE. Förekommer dessa ämnen bör även markluft eller inomhusluft analyseras och resultaten ingå i en riskbedömning. En del ämnen, till exempel klorerade lösningsmedel, bensen, toluen, etylbensen, xylen och MTBE, förekommer ofta i stor omfattning även i grundvatten. Dessa kan ofta vara svåra att detektera i jordprov. Även grundvatten bör analyseras och resultaten ingå i en riskbedömning. Några av antagandena för de generella riktvärdena och skillnader mellan KM och MKM är: Bakgrundshalter För att bedöma om ett område är förorenat behövs information om vilka bakgrundshalter som är aktuella för området. Om bakgrundshalterna överskrids bedöms området som förorenat men behov av efterbehandling styrs av riskerna med föroreningarna och förhållandena på platsen varför det inte alltid krävs åtgärder. I rapport 5976 (1) finns generella bakgrundshalter för landet i stort, se tabell 5. För Västra Mälardalen finns Geokemiska kartan (9) med lokala bakgrundshalter. I större ärenden kan platsspecifika bakgrundshalter tas fram för att kunna bedöma om området är förorenat eller inte. Om platsspecifika värden tas fram är det viktigt att de baserar sig på ett flertal prover och är statistiskt säkerställda så att det möjliggör en bedömning om de är representativa för området. Bakgrundshalter för petroleumkolväten och bly i tätorter finns i SPI, 2011, (4) bilaga 4. Tabell 5
Vatten För grund- och ytvatten finns: SGU, 2013, Bedömningsgrunder för grundvatten, SGU 2013:01, s. 23. Naturvårdsverket, Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag (Naturvårdsverkets rapport 4913). SPI, 2011, SPI Rekommendation, Efterbehandling av förorenade bensinstationer och dieselanläggningar Naturvårdsverket, 2008, Förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen, Stöd till vattenmyndigheterna vid statusklassificering och fastställande av MKN, Rapport 5799 Livsmedelsverket, 2011, Livsmedelsverkets föreskrifter om dricksvatten, SLVFS 2001:30, version med ändringar t.o.m. LIVSFS 2013:4 Livsmedelsverket, 2014, Råd om enskild dricksvattenförsörjning För områden förorenade av petroleumprodukter kan förslag till riktvärden från SPI (2011) användas, se tabell 6. Dessa har beräknats för olika exponeringsvägar. Riktvärden är tänkta att användas för jämförelse med halter uppmätta i anslutning till källområdet. Den utspädning som antas ske innan grundvattnet når skyddsobjektet anges också. Tabell 6 Förslag på riktvärden för grundvatten framtagna av SPI (2011) Jämförvärdena i tabell 6 ovan gäller för ett generellt ärende. En bedömning bör göras i varje enskilt fall med avseende på recipientens känslighet och skyddsvärde.
I rapporten från SPI (2011) finns också en sammanställning av underlagsdata för de beräknade riktvärdena. Förutom data för fysikalisk-kemiska egenskaper redovisas haltkriterier för grund- och ytvatten och värden över vilka hälsorisker eller risk för lukt och smak kan uppträda. Sediment För sediment finns jämförvärden för några ämnen i Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Porluft Som underlag till Naturvårdsverkets riktvärdesmodell (1) finns data för referenskoncentration i luft (RfC) och Riskbaserat acceptabelt dagligt oralt intag (RISKinh). Dessa värden, för de ämnen som kan misstänkas vid drivmedelsanläggningar, finns sammanställda i tabell 7. Det bör också observeras att de toxikologiska referensvärden som används i NVs beräkningsmodell är WHOs riktlinjer för inomhusluft (WHO Guidelines for Indoor Air Quality). RfC (mg/m³) RISKinh (mg/m³) Alifater >C5-C8 6 Alifater >C8-C10 1 Alifater >C10-C12 1 Alifater >C12-C16 0,1 Alifater >C16-C35 - Bensen 0,0017 Toluen 0,26 Etylbensen 0,77 Xylen 0,1 Aromater >C8-C10 0,2 Aromater >C10-C16 0,2 Aromater >C16-C35 0,05 PAH-L 0,004 PAH-M 0,0000055 PAH-H 0,00000055 MTBE 3 Bly 0,0005 Tabell 7 Toxikologiska data, inhalation. Värdena är hämtade från Naturvårdsverket (2009). Utomhusluft För halter i utomhusluft finns Luftguiden Handbok om miljökvalitetsnormer för utomhusluft (Naturvårdsverket Handbok 2014:1). Nedan kommer ett utdrag över kompletterande källor för jämförvärden för bakgrundshalter 4 och för riktvärden 5. 4 S. 38 Naturvårdsverket 2009, rapport 5977 (2) 5 S. 48 Naturvårdsverket 2009, rapport 5977 (2)