Vi använder kakor (cookies) för att göra din upplevelse av vår webbplats så bra som möjligt. Om du väljer att godkänna eller att surfa vidare på vår webbplats innebär det att du samtycker till att vi använder kakor. Mer information om kakor

Frågor och svar - särskilda föroreningar

Här publicerar vi svar på frågor om särskilda föroreningar. Materialet baseras på frågor som kommit till oss från Naturvårdsverket, länsstyrelser och kommuner.

Underlaget till frågor och svar utgörs av frågeställningar kopplade till verkliga objekt och beskriver ofta en komplex situation. Frågorna och svaren har därför i flera fall förenklats och/eller modifierats för att bli begripliga och fungera som exempel. 

 

PFAS


Riktvärden

  • Riktvärden PFAS-11
    Publicerad 17 augusti 2020

    Gäller fortfarande SGI:s rekommendation att man ska summera halten av sju olika PFAS när man jämför med riktvärdena för jord och grundvatten? Livsmedelsverket har ju ändrat sin rekommendation angående halter av PFAS i dricksvatten till att vara summan av 11 olika PFAS.

    SGI:s synpunkter

    SGI:s rekommendation för bedömning av förekomst av PFAS är att man beräknar summahalten av sju PFAS (PFBS, PFHxS, PFOS, PFPeA, PFHxA, PFHpA och PFOA). Denna summahalt ska sedan jämföras med det riktvärde för jord alternativt grundvatten som SGI har tagit fram för PFOS.

    Livsmedelsverket har ändrat sin rekommendation vad gäller antalet föreningar som ska summeras vid en bedömning av de risker som PFAS i dricksvatten utgör. SGI har i dagsläget valt att inte ändra rekommendationen avseende antalet föreningar som ska beaktas i summeringen. SGI fortsätter arbetet med riskbedömning av PFAS. I det ingår bland annat att se över metodiken för hur man ska gå tillväga för att riskbedöma andra PFAS än just PFOS. Det kan innebära att vår rekommendation kring vilka PFAS som ska beaktas kan komma att revideras i framtiden.

 

Klorerade lösningsmedel


Provtagning

  • Provtagning av jord
    Publicerad 17 augusti 2020

    På en fastighet har tidigare tvätteriverksamhet bedrivits. Provtagning av porgas visar på höga halter av både TCE och PCE. Analyserade jordprov visar på låga halter. Hur ser SGI på följande?

    1)      Vilken erfarenhet finns av att använda jordprov för att beskriva föroreningssituationen på en plats förorenad med klorerade lösningsmedel?

    2)      Kan jordprov användas vid riskbedömning av förorening med klorerade lösningsmedel?

    SGI:s synpunkter

    1)      Klorerade kolväten kännetecknas i allmänhet av hög flyktighet och stor inträngningsförmåga. De adsorberas till finpartiklar och organiskt kol i marken och spridningen in i jordmatrisen styrs huvudsakligen av diffusion. Typiskt för klorerade alifater är dock att koncentrationen i jord varierar mycket. I finkorniga skikt kan koncentrationen vara hög medan den i mer grovkorniga fraktioner vanligen är betydligt lägre. Provtagningen och val av prov är därför viktig för vad analysen kommer att visa. Likaså är det avgörande att provhantering samt tiden mellan provuttag och analys minimeras för att begränsa gasavgång från provet.

    Föroreningen löser sig måttligt i vatten. Eftersom det sker en grundvattenströmning, kan en förorening som är volymmässigt begränsad i jorden ”färga av sig” på ett större område i grundvattnet. Även om det är lika viktigt att ett vattenprov uttas på rätt sätt, liksom att ett jordprov uttas på rätt sätt, så kan vattenprovet ändå sägas vara något mer tåligt jämfört med jordprovet. Detta betyder att det oftast är både lättare och säkrare att finna en markförorening med hjälp av analyser av grundvatten jämfört med analyser av jord. Erfarenhetsmässigt så är det sällan som källområden till förorening hittas med hjälp av jordanalyser från våra typiska sandiga moräner eller fyllnadsmaterial. Fältanalyser i profiler med exempelvis PID eller MIP och från finkorniga jordar kan däremot vara mycket värdefulla och ge tydlig vägledning till var föroreningen befinner sig.

    Med avseende på porgas så kan höga föroreningskoncentrationer i grundvatten också ge upphov till förorening i porluft. Det är alltså inte nödvändigtvis en jordförorening som en gasförorening kommer ifrån.

    2)      Riktvärden för förorenad jord är ett av de verktyg som kan användas i en riskbedömning av ett förorenat område. För klorerade kolväten är dock riktvärdena för jord sällan ett tillräckligt verktyg för en riskbedömning, eftersom hänsyn också måste tas till förorening i grundvatten, markvatten och porluft.

    Om det handlar om en förenklad riskbedömning så vill man inte underskatta risker. Om det finns ett porgasprov som antyder att det kan finnas risk för människors hälsa, så måste man ta hänsyn till det oavsett vad jordanalyser visar. Eftersom halten i porgas inte är konstant så är det av betydelse när i tiden provet uttogs. Provet bör vara representativt för föroreningssituationen men hellre visa på de högre än de lägre porgashalterna. Handlar det om en fördjupad riskbedömning så får man göra en avvägning mellan alla de analyser som finns. En fördjupad riskbedömning kan inte enbart göras med ledning av jordprov, enligt det svaret som ges i 1). När det gäller klorerade alifater så kan inte jordprov tillräckligt väl beskriva föroreningssituationen och därmed möjliggöra den fördjupade riskbedömningen. Detta är inte liktydigt med att merparten av föroreningen inte kan finnas i jorden, utan betyder att de andra medierna behövs för att tillräckligt väl beskriva föroreningssituationen.

    SGI:s erfarenhet är att den konceptuella modellen och förståelsen för föroreningssituationen är särskilt viktig när det handlar om förorening med klorerade lösningsmedel. Egentligen kan det sägas gälla för alla föroreningar som förekommer i olika faser och där gasform är en av dessa. Ett bra exempel på en konceptuell modell som visar spridningsvägar för gas återfinns länkad på Renare marks webbplats;

    https://www.waterboards.ca.gov/water_issues/programs/site_cleanup_program/
    vapor_intrusion/images/banner_vapor_intrusion_new.png (ansvarig utgivare: California water board).

Riskbedömning

  • Jämförvärden för perkloretylen i grundvatten
    Publicerad 5 oktober 2021

    Hur har man i riskbedömningen använt riktvärdesmodellens flik för Halter för att komma fram till jämförvärdena för PCE i grundvattnet? Är metod och resultat godtagbara?

    SGI:s synpunkter

    I riskbedömningen har man använt Naturvårdsverkets riktvärdesmodell för att komma fram till jämförvärden för PCE i grundvattnet. Naturvårdsverkets generella riktvärden beaktar fyra skyddsobjekt; människor som vistas på området, markmiljön på området, grundvatten samt ytvatten. Vid beräkning av hälsorisker tas hänsyn till exponering orsakad av direktkontakt med den förorenade jorden, såväl som indirekta effekter som kan uppstå på grund av spridning av föroreningar till luft, grundvatten och växter. Riktvärdena tar också hänsyn till skydd mot effekter i markmiljön inom området samt att grundvatten och ytvatten skyddas mot påverkan på grund av spridning. Det slutliga riktvärdet väljs som det lägsta av de värden som avser skydd för hälsa, markmiljö, grundvatten eller ytvatten (Naturvårdsverket, 2009, rapport 5977). I det aktuella fallet har man tagit riktvärdet för Hälsa för det generella scenariot känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM) dvs. 5 mg/kg TS och 39 mg/kg TS. Värdena har sedan satts in i riktvärdesmodellens flik för Halter och man har sedan läst av hur stor halten i jordens porvatten blir. Det har  sedan antagits att de hälsoriskbaserade riktvärdena vid jämvikt motsvarar porvattenhalter i marken på ca 900 resp. 7 000 μg/l, vilket jämförts med medelkoncentrationen av uppmätta halter i aktuellt grundvatten som i detta fall var 39 μg/l, dvs. lägre än de modellberäknade porvattenhalterna.

    Om vi antar att de prover som är tagna ligger relativt nära den verkliga medelhalten, dvs. är representativa för grundvattnet i området, så skulle metoden på ett sätt kunna antyda om det i dagsläget finns en oacceptabel hälsorisk eller inte, men inte huruvida det finns en exponeringsrisk över tid. I detta fall är föroreningssituationen inte kartlagd och spridning av klorerade alifater in i området kommer sannolikt att fortsätta. Resultaten visar låga halter av nedbrytningsprodukter och då klorerade alifater är mycket persistenta i miljön, kommer föroreningen kunna finnas kvar i flera decennier. Osäkerheten kring föroreningens spridningsmönster och utbredning gör att de resultat som finns idag antagligen kommer att förändras framöver, eftersom den förmodade primära källan inte är åtgärdad. 

    För att kunna bedöma om risken är acceptabel eller inte och få ett värde på exponering skulle mätningar kunna utföras i markens porgas. Om föroreningsspridning av ångor från det förorenade grundvattnet skulle ske genom jordlagren är nästa steg att mäta halten inomhus. Men mätningar av inomhusluft är inte helt enkelt. I en studie som pågick under 2,5 år, mättes koncentration av TCE i inomhusluft i ett bostadshus med en underliggandegrundvattenförorening med en TCE koncentration på 10–50 µg/l. Halterna av TCE i inomhusluften varierade upp till 1000 gånger. Studien visar att det finns återkommande aktiva perioder då halterna av inträngande gas är högre och vissa icke aktiva perioder när det inte går att detektera föroreningen (Holton, et al. 2013). 

    Referenser

    Holton, et al. 2013. Temporal Variability of Indoor Air Concentrations under Natural Conditions in a House Overlying a Dilute Chlorinated Solvent Groundwater Plume.  Environ. Sci. Technol. 2013, 47, 13347–13354 

     

  • Arbetshygieniska gränsvärden för klorerade lösningsmedel som åtgärdsmål vid sanering
    Publicerad 5 oktober 2021

    För inomhusluft i en industribyggnad föreslås ett åtgärdsmål för inomhusluft vara 1/20-del av det arbetshygieniska gränsvärdet. Är detta ett relevant åtgärdsmål?

    SGI:s synpunkter

    Man har i utredningen tagit fram åtgärdsmål för inomhusluft för att ha dessa som komplement till åtgärdsmål för mark och grundvatten. Detta på grund av att man kan komma att behöva lämna kvar förorening i nivåer över åtgärdsmål för mark och grundvatten, till exempel på grund av att det inte bedöms möjligt att åtgärda förorening under befintliga byggnader. Därmed kan åtgärdsmålet för inomhusluft komma att användas i ett kontrollprogram efter genomförd sanering av området, och föranleda ytterligare sanering eller andra åtgärder för att minska riskerna med ånginträning. Det har inte bedömts aktuellt att riva befintliga byggnader.

    För industrilokalen vill man alltså frångå de acceptabla risknivåer som normalt används inom efterbehandling av förorenade områden och som bedöms utgöra acceptabel risk när det gäller människors hälsa, för att istället basera åtgärdsmålen på åtgärdsgränser (med andra risknivåer) som tillämpas inom ett annat område.

    Frågeställningen som lyfts avser skillnader i rikt- och gränsvärden för föroreningar som används för luft i olika situationer och sammanhang när människor utsätts för dem. Det som refereras till är referenskoncentrationer (Rfc) respektive riskbaserade referensvärden för inomhusmiljö som används för att beräkna generella riktvärden för föroreningar i mark respektive hygieniska gränsvärdena (AFS 2018:1). Konsulten menar att innebörden i bakgrundsinformation till AFS är att ”1/20 av gränsvärdet bedöms ange en nivå som ur arbetsmiljösynpunkt bedöms vara nära fri från föroreningar”.

    Det finns tyvärr ingen tydlig beskrivning i befintligt svenskt vägledningsmaterial om hantering av förorenade områden om exakt varför rikt- och gränsvärden, eller valda risknivåer, kan skilja sig mycket åt mellan olika tillämpningar i samhället. Grundläggande när det gäller rikt- och gränsvärden är dock att de ofta är framtagna för olika tillämpningar och syften, och därför inte är direkt överförbara mellan olika tillämpningar. Skillnaderna kan vara mycket stora mellan de frågeställningar som värdena är framtagna för. För förorenade områden finns inga generella riktvärden framtagna för inomhusluft. 

    Det som bedöms vara en låg risk kan skilja mellan tillämpningsområden, men också inom samma tillämpningsområde och mellan olika länder. Inom efterbehandling av förorenade områden har Naturvårdsverket till exempel valt en nivå om 1 extra cancerfall per 100 000 exponerade som acceptabel nivå/lågrisknivå. I andra ramverk har man definierat ”nära noll” på andra sätt. Därför behöver man veta vad som gäller inom det tillämpningsområde man befinner sig. SGI baserar sina bedömningar på de grundprinciper som redovisas i Naturvårdsverkets vägledning om efterbehandling när det gäller accepterade risknivåer inom det tillämpningsområdet. I de fall man använder data från andra tillämpningar, bör man säkerställa att dessa överensstämmer med Naturvårdsverkets grundprinciper om acceptabla risknivåer. Vidare är det den som väljer att använda data från andra tillämpningar som har bevisbördan att visa att grundprinciperna inom det aktuella tillämpningsområdet följs.

    När ett beslut tas om att kvarlämna förorening på grund av att det inte fungerar tekniskt eller inte är ekonomiskt rimligt att åtgärda föroreningen bör enligt SGI avsikten rimligen vara att i första hand skydda människor till samma nivå som satts för riskbedömningen och i åtgärdsmål i övrigt för området (mark och grundvatten). 

    Markanvändningen i det aktuella fallet skiljer sig inte från vad som avses med Mindre Känslig Markanvändning. Ur ett efterbehandlingsperspektiv finns därför inga uppenbara skäl att hantera frågan på andra sätt, dvs. den lågrisknivå och de exponeringsförutsättningar som Naturvårdsverket definierat för aktuell markanvändning bör tillämpas. Det är alltså i efterbehandlingsperspektivet viktigt att se inte enbart till den verksamhet som bedrivs just nu utan också väga in att den kan förändras över tid.

    Arbetsmiljövärden, som hygieniska gränsvärden, och vägledning, föreskrifter och allmänna råd som relaterar till sådana är tillämpbara vid just bedömning arbetsmiljörisker i enlighet med vad som anges i dessa. Detta ersätter dock inte den bedömning som avser ansvar enlig 10 kap Miljöbalken, och den vägledning och praxis som gäller där. Istället är det viktigt att säkerställa att grundprinciperna avseende acceptabla risknivåer inom det aktuella tillämpningsområdet, dvs. efterbehandling av förorenad mark, följs vid en sanering. 

    Det är även viktigt att klargöra vilka åtgärder som är tänkta att utföras om de föreslagna åtgärdsmålen för inomhusluft skulle överskridas, eller hur kontroller skulle ske.

     

 

Kreosot

 

Riskbedömning

  • Kreosotimpregnerade stolpar i trädgård – risk för föroreningsspridning
    Publicerad 5 oktober 2021

    En privatperson har tagit bort kreosotimpregnerade stolpar vilka har använts som konstruktionsmaterial i trädgården. Är jorden förorenad där stolparna har legat och bör jorden grävas bort? Finns det risk för spridning av kreosotföroreningar i trädgården? 

    SGI:s synpunkter

    Eftersom kreosot är en blandning av olika föreningar, mestadels olika polyaromatiska kolväten (PAH:er), är spridningsbilden komplex. Spridningen av kreosotföroreningarna kan ske genom avdunstning, utlakning samt via transport på jord- och sedimentpartiklar. I rapporten Kreosotimpregnerade sliprars inverkan på spridning av kreosot i mark – Litteraturstudie (SGI Varia 581 från år 2007) sammanställs fältstudier rörande kreosot i mark.  Fältstudierna visar sammanfattningsvis att det är stora haltvariationer av kreosotrelaterade föroreningar i jorden intill kreosotimpregnerade produkter men att spridningen av föroreningar avtar med ökat avstånd till träet. I studierna når kreosotföroreningarna inte mer än en halvmeter från det impregnerade träet. Studierna visar även att de hydrofoba föroreningarna lämnar stolparna mycket långsamt och efter 40 år har halten kreosotolja inte signifikant minskat i det impregnerade träet.

    När kreosotimpregnerat trä har kontakt med vatten kan föroreningar dock detekteras längre från träet. Om det är ren sand/grus under stolparna har troligtvis de vattenlösliga föroreningarna infiltrerat med regnvattnet ner till grundvattnet och lakats bort. Om jordmaterialet innehåller lera kan en del av de hydrofoba föroreningarna återfinnas i marken i direkt angränsning till stolpens placering

    Det är även svårt att bedöma spridning från kreosot om det finns berg i anslutning till stolparna. Flera av komponenterna i kreosot utgörs av DNAPL (dense non-aqueous phase liquids) Dessa ämnen har högre densitet än vatten vilket gör att de kan sjunka ner genom markens omättade och mättade zon. På så sätt kan fraktioner av föroreningen ansamlas i sprickor och porer i berg samt följa bergytans lutning. Från dessa ansamlingar kan vattenlösliga ämnen successivt lösas ut och spridas med grundvattnet.

    Sammanfattningsvis beror föroreningsspridningen på kreosotens sammansättning och stolparnas ålder men även på omgivningen såsom halt organiskt material i jorden, samt infiltration och flödesvägar i marken (t.ex. via sprickor, rotgångar). PAH-föreningar kan även brytas ned av svampar och bakterier i jorden. Nedbrytningshastigheten varierar dock stort dels beroende på PAH-förening samt dels på förhållanden i marken såsom syretillgång, näringstillgång och temperatur.  Om man väljer att inte gräva bort jordmaterialet bör man enbart använda ytan till gräsmatta och inte till någon framtida odling då föroreningar kan finnas kvar i marken.  För att säkert kunna bedöma eventuella risker måste prover från mark och växter skickas in för analys. För ett flertal föreningar/grupper i kreosot finns riktvärden för känslig respektive mindre känslig markanvändning (KM respektive MKM). Styrande för riktvärdet är för PAH-H intag av växter, för PAH-M inandning av ånga samt för PAH-L intag av växter.  Intag av växter är därmed en viktig aspekt vid bedömningen.

     

     

     

Senast uppdaterad/granskad: 2021-10-08
Hjälpte informationen dig?