€¦Translate this pageTILLSYNSNÄMNDEN KALLELSE SIDA 1 (2) Kallelse till Tillsynsnämnden Tid Tisdag den 22 maj 2018, klockan 16:00 Plats Sjödalsrummet Ärenden Öppna dörrar Upprop

TILLSYNSNÄMNDEN KALLELSE SIDA 1 (2)

Kallelse till Tillsynsnämnden

Tid Tisdag den 22 maj 2018, klockan 16:00

Plats Sjödalsrummet

Ärenden

Öppna dörrar

Upprop

Diarienummer

1 Val av justerare

2 Fastställande av dagordning

3 Detaljplan för Cirkeln 2 TN-2017/718.109

4 Uppföljning av mål och budget 2018 samlingsärende inkluderar bokslut och delårsrapporter

TN-2018/37.182

5 Redovisning av uppdrag utanför verksamhetsplanen per den 31 mars 2018

Lyckta dörrar

TN-2018/56.118

6 Handlingsplan förorenade massor hantering Stockholm Vatten och Avfall AB

TN-2018/46.804

7 (Uppgift utelämnad), ansökan om strandskyddsdispens i efterhand för bryggor, gångar, gångplatser mm

TN-2018/1.800

8 (Uppgift utelämnad), ansökan om tillstånd i efterhand

TN-2018/2.800

TILLSYNSNÄMNDEN KALLELSE SIDA 2 (2)

för bryggor, gångar, gångplatser mm

9 Klagomål, tömning av fettavskiljare TN-2018/57.800

10 Avlopp, Klagomål på avloppsutsläpp, (uppgift utelämnad - Yttrande till mark- och miljödomstolen

TN-2018/60.800

11 Information från förvaltningsdirektören

12 Delgivningar, Tillsynsnämnden 2018 TN-2018/34.111

13 Delegationsbeslut tillsynsnämnden 2018 TN-2018/35.111

Huddinge den 11 maj 2018

Leif Dyrvall Ordförande

Ewa-Marie Ås Sekreterare

TJÄNSTEUTLÅTANDE ÄrendenummerCastor: ALLM.2017.3938W3D3: TN-2017/718

POSTADRESS BESÖKSADRESS E-POST OCHWEBB TELEFON (VXL)Natur- och byggnadsförvaltningen Sjödalsvägen 29 [email protected] 08-535 300 00Miljötillsynsavdelningen www.huddinge.se141 85 Huddinge

Handläggare TillsynsnämndenLinda Boxell08-535 364 69

[email protected]

Yttrande över granskningshandlingar gällande förslag tilldetaljplan för fastigheten Cirkeln 2

Förslag till beslut

Tillsynsnämnden beslutar:

1. Natur- och byggnadsförvaltningens synpunkter godkänns ochtjänsteutlåtandet daterat den 2018-04-11 överlämnas till kommunstyrelsensom tillsynsnämndens yttrande i ärendet.

2. Protokollet justeras omedelbart.

Sammanfattning

Detaljplanen på fastigheten Cirkeln 2 ligger i Kungens Kurva ska möjliggöra enökad byggrätt om ca 1700 kvm, vilket motsvarar ytterligare en våning på befintligbyggnad samt att användningen ska justeras.

En dagvattenutredning har genomförts och ger förslag på möjliga åtgärder för attminska befintlig föroreningsbelastning. De åtgärder som föreslås omfattar öppnadagvattenlösningar i form av växtbäddar placerade längs asfalterade ytor.

Förvaltningen vill återigen poängtera att riktvärdesgruppens riktvärden inte ärnågra riktvärden som är antagna av Huddinge kommun.

Förvaltningen vill upplysa att kommunen redan nu behöver börja jobba med deämnen som finns med i förslaget till miljökvalitetsnormer och åtgärdsprogram förnya ämnen 2018-2021, som är ute på remiss.

2

Beskrivning av ärendet

Detaljplanen ska möjliggöra en ökad byggrätt om ca 1700 kvm, vilket motsvararytterligare en våning på befintlig byggnad samt att justera användningen frånkontor, lager, partihandel och småindustri till kontor, detaljhandel ochverksamheter med begränsad omgivningspåverkan.

Fastigheten Cirkeln 2 ligger i Kungens Kurva mellan Smistavägen ochEllipsvägen. Planområdets totala area är ca 0,5 hektar och är bebyggd medhårdgjorda ytor för markparkering och en byggnad. Det finns även en delgräsbevuxna ytor, träd och berg i dagen.

Vatten

Östra Mälarens vattenskyddsområdePlanområdet ligger i Östra Mälarens vattenskyddsområde. Planområdet omfattasav skyddsföreskrifter för vattenskyddsområdet. Skyddsföreskrifterna innebär bl.a.att utsläpp av förorenat dagvatten från exempelvis parkeringsplatser inte får skedirekt till ytvattnet utan rening.

Miljökvalitetsnormer för vattenPlanområdets vatten avrinner till Vårbyfjärden i Mälaren. I Mälaren harmiljökvalitetsnormer beslutats.

Den vattenförekomst som berörs av planområdets dagvatten är Mälaren –Stockholm. Enligt 2009 års statusklassning är den ekologiska statusen god medanden kemiska statusen (utan kvicksilver) inte uppnår god status.Ett nytt åtgärdsprogram med förvaltningsplaner och miljökvalitetsnormer ärframtagna för perioden 2016-2021. Vattenförekomsten som planområdet påverkarbenämns Mälaren- Rödstensfjärden. Klassningen på denna vattenförekomst är godekologisk status samt god kemisk ytvattenstatus, med undantag för bromeradedifenyleter och kvicksilver. Ett viktigt mål för att bibehålla god status är attförhindra att orenat dagvatten och avloppsvatten tillförs Mälaren.

DagvattenDagvattnet från planområdet samlas upp i ledningar och öppna diken för attslutligen mynna ut i Vårbyfjärden.

Ökad exploatering medför en utökning av parkeringsytan vilket medför ökadeflöden av förorenat dagvatten. Detta innebär att förbättrad rening av dagvattenkrävs.

En dagvattenutredning har genomförts och ger förslag på möjliga åtgärder för attminska befintlig föroreningsbelastning.Bedömningen är att förutsättningarna förinfiltration anses vara goda till måttliga främst på grund av att marken delvisbestår av fyllnadsmassor.

Efter ombyggnationen kommer takdagvattnet istället infiltreras på fastigheten. De

3

åtgärder som föreslås omfattar öppna dagvattenlösningar i form av växtbäddarplacerade längs asfalterade ytor. Dagvattnet fördröjs och renas lokalt innan det nårdet allmänna dagvattennätet. Växtbäddarna bidrar med fördröjning av dagvattenoch tillsammans med stenkistan bidrar de till att det inte uppkommer ytterligarefördröjningsbehov för den planerade ombyggnationen. Om föreslagna åtgärdervidtas på fastigheten kommer föroreningsmängderna minska efter genomfördaåtgärder.

Förvaltningens bedömning

Förvaltningen har följande synpunkter på den föreslagna detaljplanen.

Riktvärden för dagvatten

Förvaltningen vill återigen poängtera att riktvärdesgruppens riktvärden för 2M iriktvärdesgruppens -förslag till riktvärden för dagvattenutsläpp från februari 2009är inga riktvärden som är antagna av Huddinge kommun.

Brandsläckvatten

I sitt samrådsyttrande skriver Södertörns brandförsvarsförbund bland annat att ensläckinsats kan få stora konsekvenser i exempelvis i ett vattenskyddsområde. Ochatt det är en fråga som bör behandlas i samarbete med kommunensmiljöavdelning. Svaret räddningstjänsten fick i samrådsredogörelsen var atträddningstjänsten har i egenskap av verksamhetsutövare en skyldighet att anmälatill Stockholm vatten och avfall när det sker/riskerar att ske ett förorenat utsläpptill ledningsnätet.

I samrådsskedet yttrade sig förvaltningen om att släckvatten är förorenat och skainte släppas ut i dagvattensystemet.

Förvaltningen vill även belysa att i förslaget till miljökvalitetsnormer ochåtgärdsprogram för nya ämnen 2018-2021 som är ute på remiss (tom 30 april2018) från vattenmyndigheten är bland annat PFOS i ytvatten samt PFAS (summa11) i grundvatten några av de nya ämnena. Åtgärdsprogrammet har tagits fram pågrund av ändringar i ett EU-direktiv.

Som det står i det beslutade gällande åtgärdsprogrammet för miljökvalitetsnormerför 2016-2011 ska tillsynsmyndigheten ställa krav på åtgärder som bidrar till attmiljökvalitetsnormerna kan följas. Vilket betyder att tillsynsmyndigheten skaställa krav på att skumrester som innehåller något av ämnena i PFAS (summa 11)tas om hand vid efter släckning vid olycksbränder på så sätt attmiljökvalitetsnormera för vatten kan följas.

Förvaltningen vill därför påtala vikten av att släckvatten ska kunna tas om hand sånära källan som möjligt så att brandsläckvattnet hindras att nå ut idagvattensystemet.

4

Övrigt

Den gång- och cykelbro över motorvägen i höjd med Heron City som beskrivs iplanhandlingen, finns redan och är tagen i bruk.

Anders Lindelöf Staffan Stafström Linda BoxellTeknisk direktör Miljöchef Miljöinspektör

BilagorPlanbeskrivning - granskningPlankartaSamrådsredogörelseDagvattenutredningSamrådsunderlaget för åtgärdsprogrammet som är ute på remisshttp://www.vattenmyndigheterna.se/Sv/introduktion-till-vattenforvaltning/samverkan/samrad-infor-viktiga-beslut/samrad-nov-april/Sidor/default.aspx

Beslutet delgesPlansektionen, Samhällsbyggnadsavdelningen, Kommunstyrelsens förvaltning

http://www.vattenmyndigheterna.se/Sv/introduktion-till-vattenforvaltning/samverkan/samrad-infor-viktiga-beslut/samrad-nov-april/Sidor/default.aspx















Planbeskrivning Detaljplan för Cirkeln 2 inom kommundelen Kungens kurva

Granskningshandling

Kommunstyrelsens förvaltning, mars 2018 Samhällsbyggnadsavdelningen NBN-2016-1973

Detaljplan för Cirkeln 2 i kommundelen Kungens kurva

Standardförfarande enligt PBL 2010:900 i dess lydelse efter 2 januari 2015

Detaljplanen har tagits fram av samhällsbyggnadsavdelningen på kommunstyrelsens förvaltning.

Projektgrupp

Sofia Gregorsson, Plansektionen, Kommunstyrelsens förvaltning

Albin Frandsen, Mark- och exploateringssektionen, Kommunstyrelsens förvaltning

Emma Lidell, Trafik- och landskapssektionen, Kommunstyrelsens förvaltning

Charlotte Svahn, Plansektionen, Kommunstyrelsens förvaltning (miljökonsult)

Samrådshandling, Detaljplan för Cirkeln 2 3 (19)

Innehåll Sammanfattning 4

Planens syfte och huvuddrag 4

Behov av miljöbedömning 4

Genomförande 4

Detaljplan 5

Planens syfte och huvuddrag 5

Plandata 5

Tidigare ställningstaganden 5

Planens förenlighet med miljöbalken 7

Förutsättningar, förändringar och konsekvenser 8

Genomförande 16

Organisatoriska frågor 16

Fastighetsrättsliga frågor 17

Ekonomiska frågor 17

Tekniska frågor 18

Administrativa frågor 18

4 (19) Samrådshandling, Detaljplan för Cirkeln 2

Sammanfattning

Planområdets läge i Kungens kurva markerat med röd cirkel. Norr är uppåt i bilden.

Planens syfte och huvuddrag Syftet med detaljplanen är att möjliggöra en ökad byggrätt om ca 1700 kvm vilket

motsvarar ytterligare en våning på befintlig byggnad. Syftet är även att justera

användningen från kontor, lager, partihandel och småindustri till kontor,

detaljhandel och verksamheter med begränsad omgivningspåverkan. I enlighet

med gällande detaljplan ämnar planen även säkerställa ett område för lägsta

schaktdjup då befintliga ledningar går under fastigheten.

Detaljplanen ska även säkerställa att syftet i kommunens översiktsplan och den

pågående fördjupade översiktsplanen (FÖP) för Kungens kurva kan uppfyllas.

Behov av miljöbedömning En behovsbedömning har gjorts i detaljplanen som ligger till grund för

bedömningen att detaljplanen inte leder till betydande miljöpåverkan och således

behöver inte en miljökonsekvensbeskrivning genomföras.

Vid planering ska kommuner och myndigheter iaktta miljökvalitetsnormer enligt

miljöbalkens 5 kap 3 §. Markanvändningen i planen är förenlig med

bestämmelserna om hushållning med mark- och vattenområden enligt miljöbalken

3 och 4 kap.

Genomförande Detaljplanen förväntas vinna laga kraft tredje kvartalet 2018. Därefter kan

ansökan om bygglov göras. Ett genomförande av denna detaljplan innebär att

bygglov ges för ytterligare en våning med kontorsverksamhet med tillhörande

parkeringslösning.

I samband med upprättandet av denna detaljplan kommer ett exploateringsavtal

träffas mellan kommunen och fastighetsägaren för att reglera frågor om ansvars-

och kostnadsfördelning samt övriga genomförandefrågor. Sådant avtal avses

upprättas under planarbetets gång och behandlas av kommunstyrelsen innan

antagande av planförslaget.


Detaljplan

Planens syfte och huvuddrag Syftet med detaljplanen är att möjliggöra en ökad byggrätt om ca 1700 kvm vilket



detaljhandel och verksamheter med begränsad omgivningspåverkan. I enlighet

med gällande detaljplan ämnar planen även säkerställa ett område för lägsta

schaktdjup då befintliga ledningar går under fastigheten.

Detaljplanen ska även säkerställa att syftet i kommunens översiktsplan och den

pågående fördjupade översiktsplanen (FÖP) för Kungens kurva kan uppfyllas.

Plandata

Lägesbestämning, areal och markägoförhållanden Fastigheten Cirkeln 2 ligger i Kungens Kurva mellan Smistavägen och

Ellipsvägen. Fastigheten ägs av Stenhus Kungens Kurva Förvaltning AB och

planområdets totala area är ca 0,5 hektar.

Tidigare ställningstaganden

Regionplan Regional utvecklingsplan 2010 (RUFS 2010) för Stockholmsregionen pekar ut

området Kungens kurva tillsammans med Skärholmen i Stockholms stad som en

av de åtta regionala stadskärnorna.

RUFS 2010 anger att ”En utveckling bör främjas som innebär satsningar på

innovativa och täta miljöer i den centrala regionkärnan. De yttre regionala

stadskärnorna bör stimuleras i sin stadsutveckling och komplettera den centrala

regionkärnan. Den höga tillgängligheten i kollektivtrafiksystemet ska värnas och

marken omkring stationerna bör användas för stadsbebyggelse med mycket hög

täthet. Stadsmiljön bör vara mångsidig med verksamheter, bostäder, service och

handel. Ambitionen bör vara att skapa upplevelserika, täta och varierade miljöer

utifrån stadskärnornas respektive profiler. Särskilt bör aktörerna satsa på att

attrahera kontaktintensiva verksamheter med hög specialiseringsgrad eller stort

regionalt upptagningsområde till stadskärnorna. Torg, parker, vatten,

grönområden och mötesplatser är viktiga för kärnornas attraktivitet, liksom

möjligheten att på ett tryggt sätt ta sig fram till fots och per cykel.”

Översiktsplan Inriktningen för Kungens kurva enligt Översiktsplan 2030 är att handeln ska vara

drivkraften för områdets utveckling kombinerat med en flexibel markanvändning

för att skapa utvecklingsmöjligheter för fastighetsägare. Detta ger även

förutsättningar att utveckla verksamheter som kompletterar dagens handel och ger

en mer blandad mångsidig användning av området med exempelvis upplevelser,

utbildning, icke störande verksamheter och på sikt även kontor och

bostadsbebyggelse.


Inriktningen för Kungens kurva är en tätare gatu- och bebyggelsestruktur och en

högre exploateringsgrad än dagens. Områdets urbana kvaliteter ska utvecklas och

ge en tydligare stadsbild och kvartersstruktur för att göra området mer attraktivt.

En tätare bebyggelsestruktur är även önskvärd ur ett hållbarhetsperspektiv då det

skapar förutsättningar för gång- och cykeltrafik, lokalt färre transporter och en

god teknisk infrastruktur.

På lång sikt är målet att genom en överdäckning av motorvägsområdet knyta

samman Kungens kurva och Skärholmen i höjd med Skärholmens centrum.

Dessförinnan behövs olika lösningar för att knyta samman områden, genom gång-

och cykelstråk, kollektivtrafik och nya lokalgator, prövas för att minska

barriäreffekten av E4/E20. Förbifart Stockholm kommer att ansluta till Kungens

kurva-Skärholmen genom en ny trafikplats centralt i området. Den tillsammans

med en planerad gång- och cykelbro över motorvägen i höjd med Heron City

kommer att förbättra möjligheterna att röra sig mellan Kungens kurva och

Skärholmen. I samband med planeringsarbetet för Kungens kurva studeras också

förutsättningarna att ändra gränsen för Gömmarens naturreservat söder om

Kungens kurvaleden så att det blir möjligt att bebygga området närmast vägen.

Det innebär i sin tur att naturreservatet behöver utvidgas på annan plats, t ex

mellan Masmo och Flottsbro.

Fördjupad översiktsplan Cirkeln 2 ingår i den fördjupade översiktsplanen (FÖP) för Kungens kurva.

Arbetet med en fördjupad översiktsplan för Kungens kurva syftar till att klarlägga

områdets fortsatta utveckling och vilka konsekvenser utvecklingen medför.

FÖP:en omfattar Kungens kurva och delar av Vårby i Huddinge kommun.

Den fördjupade översiktsplanen föreslår att Kungens kurva ges en tätare och mer

stadslik gatu- och bebyggelsestruktur. Utgångspunkten är att handeln ska vara

drivkraften men att området ska kompletteras med upplevelser, kultur, kontor och

andra verksamheter så att det tillsammans med Skärholmen blir en komplett

stadskärna.

En utbyggnad enligt den fördjupade översiktsplanen innebär att mellan 10 000

och 15 000 nya arbetsplatser kan bli verklighet i Kungens kurva.

Ett samråd kring FÖP:en har skett. Bearbetning och diskussion kring inkomna

synpunkter pågår.

Markanvändningen för Cirkeln 2 är i FÖP:en utpekad som kontor, icke störande

verksamheter och viss handel.

Gällande detaljplan Gällande detaljplan är Kungens kurva VIII inom kommundelen Segeltorp i

Huddinge kommun. Planen upprättades 1987 och har aktnummer 0126K-11304,1.

Planen anger kontor, lager, partihandel och småindustri för Cirkeln 2. Högsta

tillåtna byggnadshöjd är 16 meter och tillåten bruttoarea är 70 % av tomtarean.


Genom fastigheten går ett område där lägsta schaktdjup är 7,4 meter över

nollplanet, drift av tunnel för allmänna ledningar får inte hindras.

Planuppdrag för detaljplanen Natur- och byggnadsnämnden beslutade 23 maj 2016 att ge kommunstyrelsens

förvaltning i uppdrag att, genom standardförfarande och på sökandes bekostnad,

upprätta detaljplan för fastigheten Cirkeln 2 i Kungens kurva. Bakgrunden var att

fastighetsägaren ansökt om planbesked och fått ett positivt sådant. I planbeskedet

och planuppdraget framgår att krav kommer ställas på utformningen av utemiljön

och exploateringsavtal för kostnader för övergripande infrastruktur mm ska finnas

innan planen antas.

Planens förenlighet med miljöbalken Markanvändningen i planen är förenlig med bestämmelserna om hushållning med

mark- och vattenområden enligt miljöbalken 3 och 4 kap.

Vid planering ska kommuner och myndigheter iaktta miljökvalitetsnormer enligt

miljöbalkens 5 kap 3§. Miljökvalitetsnormer meddelas av regeringen och är

föreskrifter om kvaliteten på mark, vatten, luft och miljön i övrigt om det behövs

för att varaktigt skydda människors hälsa eller miljön. Miljökvalitetsnormer finns

för utomhusluft, vattenförekomster, fisk och musselvatten samt omgivningsbuller.

Behovsbedömning Enligt 4 kap 34§ Plan- och bygglagen ska en miljökonsekvensbeskrivning för en

detaljplan upprättas om den kan antas medföra betydande miljöpåverkan. Med

beaktande av kriterierna i bilaga 2 och 4 i förordningen (1998:905) om

miljökonsekvensbeskrivningar, ska kommunen göra en behovsbedömning och ta

ställning till om ett genomförande medför en betydande miljöpåverkan

Planen Syftet med detaljplanen är att möjliggöra en ökad byggrätt om ca 1700 kvm vilket



verksamheter och detaljhandel. I enlighet med gällande detaljplan ämnar planen

även säkerställa ett område för lägsta schaktdjup då befintliga ledningar går under

fastigheten.

Platsen Fastigheten är bebyggd med hårdgjorda ytor för markparkering och en byggnad

på ca 1700 kvm byggnadsarea. Det finns även en del gräsbevuxna ytor, träd och

berg i dagen.

Påverkan Ökad exploatering medför en utökning av parkeringsytan vilket medför ökade

flöden av förorenat dagvatten. Detta innebär att förbättrad rening av dagvatten

krävs.


Sammanfattning och motiverat ställningstagande Med ovanstående behovsbedömning som grund bedöms att detaljplanen inte leder

till betydande miljöpåverkan och således behöver inte en

miljökonsekvensbeskrivning genomföras.

Förutsättningar, förändringar och konsekvenser

Natur Mark och vegetation Planområdet är till största delen bebyggd eller anlagd med hårdgjorda ytor för

markparkering och infart. Övriga obebyggda ytor är gräsbevuxna med några träd.

Naturvärden Det finns inga naturvärden att ta hänsyn till. Intill planområdet ligger Gömmarens

naturreservart.

Geologiska förhållanden Enligt Översiktlig byggnadsgeologisk karta över Huddinge kommun

(Miljöteknink Sven Tyrén AB, 1975) består Cirkeln 2 främst av morän och till

viss del lera.

Hydrologiska förhållanden Planområdets ytvatten avrinner till Mälaren. Mälaren är en dricksvattentäkt och

östra Mälaren är vattenskyddsområde med skyddsföreskrifter.

Skyddsföreskrifterna innebär bl.a. att utsläpp av förorenat dagvatten från

exempelvis parkeringsplatser inte får ske direkt till ytvattnet utan rening.

Planområdet finns inom den sekundära skyddszonen som består av landområde

inom vilket det sker en direkt avrinning mot Östra Mälaren eller där dagvatten

naturligt eller tekniskt (via ledningar) avrinner mot Östra Mälaren.

Miljökvalitetsnormer för vatten Planområdets vatten avrinner till Vårbyfjärden i Mälaren. I Mälaren har

miljökvalitetsnormer angetts för de olika delarna (så kallade vattenförekomsterna)

av sjön. Mälaren är för närvarande uppdelad i nio vattenförekomster, men

kommer att delas upp ytterligare i drygt 30 för att få en mera differentierad bild av

statusen. Den vattenförekomst som berörs av planområdets dagvatten är Mälaren

– Stockholm. Enligt 2009 års statusklassning är den ekologiska statusen god

medan den kemiska statusen (utan kvicksilver) ej uppnår god status.

De miljöproblem som har identifierats för vattenförekomsten är övergödning och

syrefattiga förhållanden, samt miljögifter. Nytt åtgärdsprogram,

förvaltningsplaner och miljökvalitetsnormer är framtagna för perioden 2016-2021.

Vattenförekomsten som planområdet påverkar benämns Mälaren-

Rödstensfjärden. Klassningen på denna vattenförekomst är god ekologisk status

samt god kemisk ytvattenstatus, med undantag för bromerade difenyleter och

kvicksilver. Ett viktigt mål för att bibehålla god status är att förhindra att orenat

dagvatten och avloppsvatten tillförs Mälaren.


Detaljplanen medför endast mindre förändringar gällande befintliga hårdgjorda

ytor och parkeringslösningar. Således sker ingen större förändring gällande flöden

och föroreningsbelastning jämfört med idag. En dagvattenutredning har

genomförts och ger förslag på möjliga åtgärder för att minska befintlig

föroreningsbelastning, se under avsnittet teknisk försörjning, dagvatten.

Risk för höga vattenstånd Risk för översvämning på grund av sjöar och vattendrag finns inte för

planområdet. Strax söder om planområdet, på en gång- och cykelväg finns

däremot en lågpunkt där dagvatten kan samlas under skyfall.

Lågpunktskartering av Länsstyrelsen. Planområdet och den intilliggande lågpunkten är

markerat med röd cirkel. Norr är uppåt i bilden.

Bebyggelse Stadsbild Planområdet ligger i Kungens kurva med bebyggelse avsedd främst för handel

och småindustri och mycket markparkering. I närheten av planområdet finns även

Gömmarens naturreservat och en idrottsplats.


Flygfoto över planområdet med omnejd. Planområdet är markerat med röd cirkel. Norr

är uppåt i bilden.

Arbetsplatser Inom fastigheten finns arbetsplatser inom kontor, detaljhandel och verksamheter.

Genomförande av den nya detaljplanen innebär att en ytterligare våning om ca

1700 kvm bruttoarea tillkommer på befintlig byggnad. Enligt schablonsiffror kan

detta ge upphov till ca 80 tillkommande arbetsplatser.

Gestaltning Gestaltningen ska följa de riktlinjer som anges i den fördjupade översiktsplanen

samt programmet för den offentliga miljön i Kungens kurva. I riktlinjerna står att

området ska utvecklas till att bestå av en rad storkvarter med fasader mot gatorna

medan parkeringen flyttar bakom fasaderna eller in i själva byggnaden. Fokus ska

flyttas till fasaderna istället för som idag på parkeringen. Mindre entréer ligger

huvudsakligen inne i kvarteren och riktar sig mot parkeringen men kompletteras

med entréer ut mot gatan som öppnar upp byggnaderna för förbipasserande.


Illustration från nordväst som visar den tänkta påbyggnaden av en till våning. (Erik

Möller Arkitekter AB)

Gator och trafik Gång- och cykeltrafik Det övergripande gång- och cykelnätet till Kungens kurva är väl utbyggt men

saknar enskilt viktiga trafikseparerade länkar. Separat gång- och cykelbana tillika

regionalt cykelstråk finns idag utmed Smistavägen.

Enligt FÖP för Kungens kurva krävs det, för att uppnå ett hållbart resande, att

förutsättningarna för alternativa färdmedel än bil förbättras. Förbättrad

framkomlighet för gång- och cykeltrafikanter till/från och inom Kungens kurva

har betydelse för en hållbar utveckling. Förbättringarna avser inte bara

framkomligheten utan även aspekter såsom säkerhet och attraktivitet.

Förutsättningar ska skapas för gångtrafikanter att på ett trivsamt sätt kunna röra

sig framför butiksentréer, runtom byggnaderna och mellan fastigheterna.

Entréerna ska sammanbindas genom entrévägar vilket möjliggör ett så tillgängligt

nät för gående att de med enkelhet kan parkera bilen vid en fastighet och till fots

besöka olika anläggningar.

Kollektivtrafik Storstockholms lokaltrafik trafikerar med busslinje 710 (Skärholmen-Sörskogen)

på Smistavägen och hållplats finns i anslutning till planområdet. Turtätheten

varierar under dygnet med fyra turer per timme under högtrafik.

Som ett riktavstånd till närmsta hållplats anges av SL 500 meter för nyetablerade

arbetsområden med hög arbetsplatstäthet (minst 1 arbetsplats/25 m²). För områden

med låg arbetsplatstäthet (färre än 1 arbetsplats/25 m²), anges 700 meter till

närmsta hållplats. För stomtrafik och avstånd till stationer tillämpas normalt

längre acceptabla gångavstånd. Gångavstånden i detta fall blir kortare än

riktvärdena, knappt 40 meter mellan hållplats och fastighetsgräns.


Ca 1,6 kilometer från planområdet ligger Skärholmens tunnelbana som trafikeras

med linje 13, röda linjen mellan Ropsten och Norsborg.

Kollektivtrafik i närområdet. Planområdet är markerat med röd cirkel. Norr är uppåt i

bilden.

Parkering, varumottagning, utfarter Bilparkering ska anordnas på kvartersmark och uppfylla den kommunala

parkeringsnorm som är aktuell vid genomförandet. Vid genomförande av mobility

management-åtgärder kan parkeringsnormen reduceras, detta regleras i

exploateringsavtal mellan kommunen och exploatören.

Ca 5 % av parkeringsplatserna ska vara reserverade för handikapparkering och

parkeringsplats för rörelsehindrades fordon ska ordnas inom 25 meters

gångavstånd från entré. Entréer, parkeringar, angöringsplats för bil, friytor och

allmänna gångvägar ska utformas för att kunna användas av en person med

nedsatt rörelse- eller orienteringsförmåga.

För att området ska vara attraktivt för cyklister krävs väl placerade

cykelparkeringar i anslutning till butikernas entréer. Cykelparkering ska anordnas

inom fastigheten i tillräcklig omfattning med hänsyn till fastighetens beräknade

och framtida behov och vara lättillgängliga, stöldsäkra och väl dimensionerade.

Varumottagning sker på den egna fastigheten och ska tydligt separeras från dess

entréer. In- och utfart till anläggningen sker via Ellipsvägen. Fastigheters utfarter


mot det allmänna gatunätet ska tydliggöras samt ske över så kallade genomgående

upphöjd gång- och cykelbana om sådan passerar utfarten.

Luft, lukt Enligt SLB analys senaste luftkartering år 2015

(http://slb.nu/slbanalys/luftfororeningskartor/), överskrids inte

miljökvalitetsnormerna inom detaljplanen. Enligt den översiktliga karteringen

ligger dygnsmedelvärdet för PM10 inom intervallet 20-25 μg/m3 (mikrogram per

kubikmeter). Normvärdet som ska klaras är 50 ug/m3 och miljökvalitetsmålet är

30 ug/m3. Kväveoxidhalten ligger i intervallet 24-30 μg/m

3. Normvärdet som ska

klaras är 60 μg/m3.

Buller, vibrationer En bullerkartering som gjordes av Tyréns 2013 visar på trafikbullernivåer i

intervallet 55 – 60 dBA ekvivalent ljudnivå. För arbetslokaler är riktvärdet

utomhus 65 dBA. Det finns inga riktvärden för handel.

Teknisk försörjning Vattenförsörjning, spillvatten Genom planområdet, delvis under befintlig byggnad går en avloppstunnel vars

placering i gällande detaljplan är säkerställd med en bestämmelse om lägsta

schaktdjup. I den nya detaljplanen behålls bestämmelsen om lägsta schaktdjup

och även ett u-område läggs till för att säkerställa rättigheten för tunneln.

Byggnader får uppföras inom u-området.

Även i planområdets sydöstra hörn har ett u-område lagts till i planförslaget med

syfte att säkerställa mark för befintliga allmännyttiga ledningar. Här är marken

prickad vilket innebär att byggnad inte får uppföras.

Dagvatten Planområdet ingår i verksamhetsområde för dagvatten och är anslutet till

ledningsnätet för dagvatten. Dagvattnet i Kungens kurvaområdet samlas upp i

ledningar och öppna diken för att slutligen samlas upp i två stora ledningar som

går under E4.an och vidare ut i Vårbyfjärden.

En dagvattenutredning har gjorts av Geoveta 2017-11-13. Bedömningen är att

förutsättningarna för infiltration anses vara goda till måttliga främst på grund av

att marken delvis består av fyllnadsmassor. Dagvatten på fastigheten för befintliga

förhållanden omfattar ytavrinning från tak och asfaltytor där en stor mängd av

dagvattnet går vidare till det kommunala dagvattennätet och resterande avrinner

till grönytor eller stenkista. I befintliga förfållanden leds takavvattningen direkt

till det allmänna dagvattennätet.

Efter ombyggnationen kommer takdagvattnet istället infiltreras på fastigheten. De

åtgärder som föreslås omfattar öppna dagvattenlösningar i form av växtbäddar

placerade längs asfalterade ytor, se bild nedan. Vid fastighetens nordöstra del

anläggs växtbäddar till en yta av ca 48 kvm. Vid den nordvästra sidan utökas ytan

för plantering till ca 58 kvm. Vid fastighetetens östra gräns tillkommer en

växtbäddzon med planterade träd på ca 60 kvm. Växtbäddar anläggs även längs

med fastighetens södra gräns, ca 50 kvm.

http://slb.nu/slbanalys/luftfororeningskartor/


Dagvattnet fördröjs och renas lokalt innan det når det allmänna dagvattennätet.

Växtbäddarna bidrar med fördröjning av dagvatten och tillsammans med

stenkistan bidrar de till att det inte uppkommer ytterligare fördröjningsbehov för

den planerade ombyggnationen. Om föreslagna åtgärder vidtas på fastigheten

kommer föroreningsmängderna minska efter genomförda åtgärder. Således följs

kommunens dagvattenstrategi inklusive icke-försämringskravet samt

skyddsföreskrifter för Östra Mälaren.

Förslag på placering av växtbäddar för respektive parkeringsyta. Norr är uppåt i bilden.

(Geoveta med ritningsunderlag Erik Möller Arkitekter AB)

Elförsörjning Planområdet är anslutet till befintligt elnät.

Energiförsörjning Planområdet är anslutet till befintligt fjärrvärmenät.

Huddinge kommuns Klimat – och energiplanen, antagen 30 juni 2010 anger ”På

icke kommunalägd mark ska kommunen via exploateringsavtalet verka för att

exploatören anlägger hus som förbrukar så lite energi som möjligt där

lågenergihus är minimikravet. Om värmekälla behövs ska kommunen verka för att

exploatören väljer fjärrvärme eller annan förnyelsebar energi som värmekälla”.

Definitionen av lågenergihus är framtagen inom Energimyndighetens program för

passivhus och lågenergihus, som 30 % under Boverkets byggregler.


Avfallshantering Avfallshantering ska ske enligt Huddinge kommuns avfallsplan och anpassas till

långtgående källsortering och återvinning.


Genomförande

Organisatoriska frågor

Planförfarande Planarbete sker med standardförfarande enligt plan-och bygglagen SFS 2010:900

i dess lydelse efter 2 januari 2015.

Tidplan

Ovan visas en schematisk bild över planprocessen och nedan visas generell

tidplan för projektet.

TIDPLAN

Planuppdrag från NBN Maj 2016

Samråd December 2017

Granskning April 2018

Godkännande av exploateringsavtal i KF Juni 2018

Antagande av detaljplan i NBN Augusti 2018

Laga kraft för detaljplan

Genomförande

September 2018

Oktober 2018 och framåt

Genomförandetid Detaljplanens genomförande tid är 5 år och börjar den dag då beslutet att anta

detaljplanen har vunnit laga kraft. Genomförandetidens längd motiveras av att

detaljplanen ligger i ett område som genomgår snabba förändringar där en lång

genomförandetid kan bli hindrande. När detaljplanens genomförandetid börjar kan

bygglov enligt detaljplanen lämnas.

Efter genomförandetidens utgång får planen ändra eller upphävas utan att

rättigheter som uppkommit genom planen beaktas (PBL 5:11), men planen

fortsätter att gälla om inte kommunen ändrar eller upphäver planen.

Ansvarsfördelning, huvudmannaskap Ansvaret för anläggande och drift inom kvartersmark ligger på fastighetsägaren.

Stockholm Vatten och Avfall AB ansvarar för allmänna VA-ledningar och

dagvattenledningar/- anläggningar.

Södertörns Fjärrvärme AB ansvarar för fjärrvärme.


Vattenfall Eldistribution AB ansvarar för elledningar på allmän platsmark och på

kvartersmark fram till proppskåp i byggnad.

Skanova Access AB ansvarar för teleledningar på allmän platsmark och på

kvartersmark fram till första telefonjacket.

Avtal Kommunfullmäktige godkände den 13 juni 2016 riktlinjer för exploateringsavtal,

reviderade enligt kommunfullmäktiges beslut, KS-2017/306, den 6 november

2017. I samband med planläggningen kommer exploateringsavtal träffas mellan

kommunen och fastighetsägaren för att reglera frågor om ansvars- och

kostnadsfördelning samt övriga genomförandefrågor. Sådant avtal avses upprättas

under planarbetes gång och behandlas av kommunstyrelsen innan antagande av

planförslaget.

Fastighetsrättsliga frågor Lantmäterimyndigheten i Huddinge kommun genomför efter ansökan

fastighetsrättsliga åtgärder genom lantmäteriförrättning. Detta kan ske efter att

detaljplanen har vunnit laga kraft.

Ledningsrätt Inom planområdet finns ett befintligt servitut för den befintliga avloppstunneln,

ett u-område (u1) i den nya detaljplanen säkerställer placeringen för tunneln och

servitutet.

I sydöstra hörnet av planområdet tillkommer ett u-område (u2) för allmännyttiga

ledningar. För att ledningsägaren ska få tillgång till ledningarna ska ledningsrätt

alternativt servitut upprättas.

Ekonomiska frågor

Bygglovavgift När detaljplanen har vunnit laga kraft och genomförandetiden börjat har

fastighetsägarna rätt att få bygglov enligt planen. Bygglovavgiften debiteras enligt

kommunens bygglovtaxa.

Planavgift Ett plankostnadsavtal har upprättats mellan kommunen och exploatören.

Exploatören ska betala för planarbetet i enlighet med kommunens senast

uppdaterade plan- och bygglovstaxa. Därför tas ingen planavgift ut i samband

med bygglovsprövning.

Kommunalekonomiska konsekvenser Utveckling av fastigheterna i Kungens kurva innebär behov av utbyggnad av

allmän platsmark för övergripande infrastruktur inom Kungens kurva. Kostnaden

för infrastrukturutbyggnaden inom Kungens kurva kommer att fördelas på de

olika fastighetsägarna inom det fördjupade översiktsplaneområdet. Kostnadsuttag

ska ske successivt allt eftersom det fördjupade översiktsplaneområdet byggs ut.

Kostnaderna kommer att fördelas i proportion till markanvändningen och


maximalt tillåten bruttoarea enligt kommande detaljplaner. Upprättandet av

denna detaljplan innebär att fastighetsägaren för Cirkeln 2 ska betala en del av

kostnaden, ett exploateringsbidrag, vilket regleras genom exploateringsavtal.

Kostnader för att genomföra detaljplanen Det ekonomiska ansvaret för projektering, utbyggnad och anläggande inom

kvartersmark ligger på byggherren. I detta ingår även taxa för bygglov,

bygganmälan samt lantmäteriförrättningar. Byggherren bekostar flyttning eller

eventuellt annan åtgärd för befintliga allmänna ledningar/diken inom

kvartersmark som krävs för genomförande av detaljplanen och byggnationen.

Tekniska frågor

Tekniska utredningar En dagvattenutredning har tagits fram av Geoveta, senast reviderad 2017-11-13.

Administrativa frågor Ansvaret för arbetet med denna detaljplan ligger på plansektionen med stöd av

andra sektioner på samhällsbyggnadsavdelningen, kommunstyrelsens förvaltning.

Ansvarig planarkitekt är Sofia Gregorsson. Övriga deltagare i projektgruppen är

Albin Frandsen, exploateringsingenjör och projektledare; Emma Lidell,

trafikplanerare och Charlotte Svahn, miljöplanerare (konsult från ÅF).

Sofia Gregorsson

Planarkitekt

3

0

3

0

2

9

29

29

3

0

2

8

3

1

3

1

i

a

g

o

n

a

lv

ä

g

e

n

Elli

psvägen

S

m

is

ta

v

ä

g

e

n

S

m

is

ta

vä

g

e

n

S

m

is

ta

v

ä

g

e

n

S

m

i

s

t

a

v

ä

g

e

n

10

1

0

13

15

1

2

17

12

1

5

4

2

30

.8

2

30

.5

8

30

.0

6

30

.0

5

30

.1

8

31

.8

5

28

.8

3

30

.1

4

29

.3

2

29

.5

0

29

.3

2

29

.7

5

29

.7

9

31

.6

4

28

.8

5

29

.1

9

28

.5

0

29

.1

1

28

.9

5

28

.9

2

29

.0

2

29

.7

0

30

.8

6

29

.8

2

29

.6

6

28

.4

0

27

.3

1

27

.9

3

CIR

KE

LN

HE

XA

GO

NE

N

ELLIP

SE

N

HK

u

1

+

8

u

2

Z

Up

plysn

in

g

Pla

no

mrå

de

t ä

r b

elä

ge

t in

om

Ö

stra

M

äla

re

ns va

tte

nskyd

dso

mrå

de

fö

r vilket sä

rskilda

skyd

dsfö

re

skrifte

r g

älle

r.

PLANBESTÄMMELSER

Fö

lja

nd

e g

älle

r in

om

om

rå

de

n m

ed

n

eda

nstå

en

de

be

teckning

ar. E

nda

st an

give

n

an

vä

nd

nin

g o

ch

u

tfo

rm

nin

g ä

r tillå

te

n. B

estäm

me

lser utan

be

te

ckning

g

äller ino

m h

ela

pla

no

mrå

de

t.

GRÄNSBETECKNINGAR

Pla

no

mrå

de

sg

rä

ns

Eg

enska

psg

rä

ns

Ad

min

istra

tiv g

rä

ns

Ad

min

istra

tiv o

ch

e

ge

nskap

sgrän

s

ANVÄNDNING AV MARK OCH VATTEN

Kva

rte

rsm

ark PBL 4 kap 5 § 3

De

ta

ljh

an

de

l. K

on

to

r. V

erksa

mh

ete

r.

HK

Z

EGENSKAPSBESTÄMMELSER FÖR

KV

AR

TE

RS

MA

RK

Be

byg

ga

nd

ets o

mfa

ttn

in

g

Största tiilå

tn

a b

ru

tto

are

a ä

r 6

80

0 kva

dra

tm

ete

r. V

ara

v de

taljh

an

de

l får utgö

ra

m

axim

alt 38

00

kvad

ra

tm

ete

r P

BL 4 kap 11 § 1

Ma

rke

n få

r in

te

fö

rse

s m

ed

byg

gn

ad

P

BL 4 kap 11 § 1

Hög

sta b

ygg

na

dsh

öjd

ä

r 1

6 m

ete

r P

BL 4 kap 11 § 1

Utförande

+0

0

Lä

gsta

sch

aktn

in

gsn

ivå

i m

ete

r över n

ollp

lan

et P

BL 4 kap 16 § 1

Ma

rke

ns a

no

rd

na

nd

e o

ch

ve

ge

ta

tio

n

Bilp

arkerin

g ska

u

tform

as m

ed

trä

dp

la

nte

rin

g o

ch

grön

ska

, m

in

st ett träd

elle

r an

na

n g

rön

ska

ska fin

na

s pe

r 1

0 p

arke

rin

gspla

tse

r P

BL 4 kap 10 §

Vid b

utikse

ntré

er ska

a

nna

n m

arkb

elä

gg

nin

g jä

mfö

rt m

ed

kö

rban

an utföras

P

BL 4 kap 10 §

Cyke

lpa

rke

ring

ska

a

nlä

gg

as m

ed

g

en

om

slä

pp

lig b

eläg

gn

in

g P

BL 4 kap 10 §

ADMINISTRATIVA BESTÄMMELSER

Genomförandetid

Ge

no

mföra

nd

etid

en

ä

r 5

å

r frå

n de

n d

ag

d

eta

ljplan

en

vin

ne

r lag

a kraft P

BL 4 kap 21 §

Ma

rkre

se

rva

t

u

1

Ma

rkre

se

rva

t fö

r a

llm

änn

yttig

u

nde

rjord

isk an

läg

gn

in

g u

nd

er n

ivån

8

me

te

r ö

ve

r n

ollp

la

net P

BL 4 kap 6 §

u

2

Ma

rkre

se

rva

t fö

r a

llm

änn

yttig

a u

nd

erjo

rdiska led

ning

ar P

BL 4 kap 6 §

100 m

40

Skala 1

:1

000

(o

rg

inalform

at A

3)

10

020

30

50

Be

slu

tsdatum

Instans

De

ta

ljp

la

n fö

r

Cirkeln 2

Huddinge kom

mun

Sofia G

regorsson

Pla

narkitekt

Upprättad i de

cem

ber 2017

Revidera

d i m

ars 2018

La

ga

kra

ft

NB

N-20

16/19

73

Till p

la

ne

n h

ör:

Pla

np

ro

gra

m

Pla

nb

eskrivn

in

g

Miljö

be

skrivn

in

g

Illu

stra

tio

n

Övrig

t

Kom

munstyrelsens förva

ltning

Gra

nskn

in

g

Sta

nd

ard

fö

rfa

ra

nd

e e

nlig

t P

BL

2

01

0:9

00

i d

ess lyd

else

e

fte

r 2

ja

nu

ari 2

01

5

Pla

nka

rta

m

ed

b

estä

mm

else

r

An

ta

ga

nd

e

NB

N

HU

DD

IN

GE

KO

MM

UN

Cirke

ln

2

Segeltorp

inom

kom

munde

len

i H

udd

in

ge ko

mm

un

över

Gru

nd

ka

rta

20

17

-03

-0

9up

prä

tta

d

av N

BF

/Lan

tm

äte

ria

vd

elningen

Fa

ststä

lld

h

öjd

+0

0.0

Be

f. uthus eller gara

ge geodetisk

resp. fotogram

metriskt

Be

f. huvudbyggnad, geodetisk

resp. fotogram

metrisk

Be

teckn

ing

ar

+00

.0

7

6

Slä

nt

Hö

jd

ku

rva

Avvä

gd

h

öjd

Gällande användningsgräns ej

sam

manfallande m

ed fastighetsgräns

Staket, bullerplank

Fastighetsgräns

Gällande kvarterstraktgräns

eller användningsgräns

Gällande egenskapsgräns

Häck

Dike

Stödm

ur, m

ur

Väg

Gällande rättighetsgräns

Karta

n fram

stä

lld ge

nom

utdrag ur dig

ita

l ka

rtd

ata

bas

och kontro

llera

d ino

m p

lanom

rådet.

PLA

N S

we

re

f 99

1

8 00

H

ÖJD

R

H200

0

SAMRÅDSREDOGÖRELSE 1 (6)

Datum Diarienummer 2018-03-21 NBN-2016/1973

HUDDINGE KOMMUN

Kommunstyrelsens förvaltning Post 141 85 Huddinge Tfn 08-535 300 00 [email protected] Besök Kommunalvägen 28 www.huddinge.se

Samrådsredogörelse – Detaljplan för Cirkeln 2 inom kommundelen Kungens kurva, Huddinge kommun

Sammanfattning Samråd genomfördes under tiden 4 december till 22 december 2017 genom att ett

samrådsbrev sändes till berörda sakägare enligt fastighetsförteckningen och

berörda remissinstanser för yttrande.

Handlingarna har funnits tillgängliga på kommunens hemsida och servicecenter.

Fem remissinstanser har inkommit med synpunkter, fyra remissinstanser har inte

svarat och tre remissinstanser har ingen erinran. Inga sakägare har svarat.

Förändringar i plankartan Följande förändringar har gjorts i plankartan efter samrådet:

Ett u-område (u1) har tillkommit för den befintliga tunneln

Ett u-område (u2) har tillkommit i fastighetens sydöstra hörn.

Symbolerna för egenskapsbestämmelserna som gäller för hela

planområdet har tagits bort

Pilarna har justerats

Samrådsredogörelsens innehåll Beskrivning av ärendet ............................................................................................ 1

Hur har programsamrådet/samrådet/granskningen gått till? .................................... 1

Inkomna yttranden från remissinstanser .................................................................. 2

Inkomna yttranden från sakägare ............................................................................. 5

Inkomna yttranden från övriga ................................................................................ 5

Beskrivning av ärendet Plansektionen på kommunstyrelsens förvaltning fick i maj 2016 i uppdrag av

natur- och byggnadsnämnden att upprätta en detaljplan för fastigheten Cirkeln 2.

Detaljplanen syftar till att utöka byggrätten för att möjliggöra ytterligare en

våning på befintlig byggnad med kontor, handel och verksamheter.

Detaljplanen för Cirkeln 2 har tagits fram av en projektgrupp på

samhällsbyggnadsavdelningen på kommunstyrelsens förvaltning under ledning av

plansektionen.

Hur har samrådet gått till? Samråd har skett under tiden 4 december – 22 december 2017. Ett samrådsbrev

har skickats till berörda sakägare, myndigheter, nämnder med flera. Under

2 (6)

samrådstiden har planhandlingarna funnits tillgängliga på kommunens hemsida

och servicecenter.

Inkomna remissvar och yttranden har sammanställts och sammanfattats i denna

samrådsredogörelse men finns tillgängliga i sin helhet i kommunens planakt.

Samtliga remissvar och yttranden bemöts i kommentarer nedan.

Inkomna yttranden från remissinstanser Länsstyrelsen För närvarande har Länsstyrelsen inga synpunkter på planförslaget enligt 5 kap.

14 § PBL. Länsstyrelsen delar kommunens bedömning att planens genomförande

inte kan antas medföra betydande miljöpåverkan.

Länsstyrelsen ser positivt på de föreslagna åtgärderna för fördröjning och

infiltration av dagvatten inom planområdet vilka medverkar till att

föroreningsbelastningen på vattenförekomsten Mälaren-Rödstensfjärden minskar.

Det är även positivt att det framgår hur och av vem anläggningarna ska skötas.

Kommentar:

Samhällsbyggnadsavdelningen har tagit del av yttrandet.

Lantmäterimyndigheten Lantmäterimyndigheten påpekar en gräns som behöver justeras och att området

för schaktningsförbud borde anges som u-område med prickad mark där befintlig

byggnad inte är uppförd.

Kommentar:

Gränsen är justerad och ett u-område har lagts till. Prickad mark har inte lagts till

då det inte bedöms nödvändigt med hänsyn till djupet på u-området, vilket är

avstämt med rättighetsägaren.

Tillsynsnämnden Tillsynsnämnden är positiv till den dagvattenlösning som har föreslagits för

planområdet. Dock påpekas att de riktvärden för föroreningsmängder i dagvatten

som dagvattenutredningen utgår ifrån och som är framtagna av Riktvärdesgruppen

på Regionplane- och trafikkontoret på Stockholmsläns landsting inte är antagna av

Huddinge kommun. Huddinge kommun är i slutskedet i att ta fram egna

riktvärden för dagvatten och Riktvärdesgruppen riktvärden är betydligt högre än

Huddinge kommuns. I den dagvattenutredning som har tagits fram i samband med

planarbetet visar de föroreningsmängder som angetts att zink och koppar kommer

överstiga de riktvärden som Huddinge kommun håller på att ta fram.

Vidare påpekar Tillsynsnämnden att dagvattnet från planområdet hamnar i samma

dagvattendammar som anges i dagvattenutredningen för detaljplanen för Kurvan 2

och 5 samt Tangentvägen. I yttrandet för den detaljplanen påtalade förvaltningen

3 (6)

att dagens dagvattenhantering och kommande dagvattendammar kommer att vara

underdimensionerade både gällande rening och för större vattenmängder, vid ett

10-års regn riskerar alla tre dammarna att svämmas över.

Inom planområdet behöver det planeras för åtgärder för att förhindra att

släckvatten vid eventuell brand lämnar fastigheterna och förs vidare till

vattenförekomsterna inom detaljplanens avrinningsområde. Släckvatten är

förorenat och ska inte släppas ut i dagvattensystemet.

Tillsynsnämnden informerar även om att de ska informeras om

dagvattenanläggningar via e-tjänst på kommunens hemsida. Det kommer ställas

krav på att egenkontrollprogram finns upprättat med bland annat tydlig

ansvarsfördelning och provtagning på utgående vatten. Reningsgraden från

dagvattenanläggningen ska vara sådan att kommunens kommande riktlinjer för

dagvattenutsläpp ska kunna följas, annars kan Tillsynsnämnden förelägga

verksamhetsutövaren att utföra ytterligare rening av utgående dagvatten.

Kommentar:

Huddinge kommuns riktvärden för dagvatten, som tillsynsnämnden nämner, är

endast framtagna som förslag och är i dagsläget inte beslutade inom kommunen.

Därför används i första hand miljökvalitetsnormer för ytvatten för aktuell

recipient samt Huddinge kommuns dagvattenstrategi, där bland annat icke-

försämrings-kravet ingår, som utgångspunkt vid framtagande av

dagvattenutredning för detaljplaner tillsvidare.

Angående dammarna i Kungens kurva är samhällsbyggnadsavdelningen och

Stockholm vatten medvetna om problematiken men anser att dagvattenmängderna

för Cirkeln 2 kan hanteras inom fastigheten. Dagvattenutredningen för Cirkeln 2

visar att ett 10-årsregn kan fördröjas inom fastigheten och att stenkistan är

överdimensionerad. Dagvattenkonsultens bedömning är att kapacitetsbristen i

nedströms belägna dagvattendammar inte påverkar förutsättningarna för den

aktuella dagvattenutredningen. Den övergripande dagvattenhanteringen i Kungens

kurva kommer att utredas vid framtagande av utvecklingsplanen för området.

Frågan om släckvatten har vidare utretts av samhällsbyggnadsavdelningen.

Förvaltningen ser, efter dialog med Södertörns brandförsvarsförbund, inget

problem i att släckvatten avrinner till dagvattensystemet så länge möjlighet finns

att bromsa upp vattnet, stänga av utlopp och omhänderta det vatten som samlats i

dagvattensystemet. Samhällsbyggnadsavdelningen ser däremot en problematik om

olika typer av vatten från samma källa ska ledas till olika uppsamlingsytor.

Detaljerad teknisk utformning av dagvattensystem kan inte regleras i planen, men

krav kan till viss del ställas i det exploateringsavtal som upprättas i samband med

framtagande av detaljplanen. Samhällsbyggnadsavdelningen instämmer i att detta

är en viktig fråga i såväl planeringsskede som genomförandeskede och behandlar

därför denna fråga i exploateringsavtalet.

Generellt gäller också att för avledning av överskottsvatten från kvartersmarken ut

i ledningsnätet ansvarar Stockholm vatten och avfall AB. Stockholm vatten och

avfall AB bör som huvudman för ledningsnätet följa upp hur ledningar ska kunna

4 (6)

stängas av vid anslutningspunkt och senast nedströms planområdet för

uppsamling av eventuellt släckvatten. Räddningstjänsten har i egenskap av

verksamhetsutövare en skyldighet att anmäla till Stockholm vatten och avfall när

det sker/riskerar att ske ett förorenat utsläpp till ledningsnätet.

Fastighetsägaren informeras om att dagvattenanläggningar ska anmälas till

Miljötillsynsavdelningen via e-tjänst.

Södertörns brandförsvarsförbund Södertörns brandförsvarsförbund (SBFF) belyser att de inte rekommenderar

utrymningsväg med bärbar stege, istället förordas lösningar med trapphus Tr 1

eller Tr 2 i enlighet med Boverkets byggregler (BBR).

Där en släckinsats kan få stora konsekvenser för miljön, exempelvis

vattenskyddsområden, natura 2000 eller om den planerade verksamheten har stora

mängder kemikalier, anser Södertörns brandförsvarsförbund att en särskild

släckvattenutredning ska utföras för det aktuella planområdet. Eventuella åtgärder bör

framgå i planen. Detta är en fråga som bör behandlas i samarbete med kommunens

miljöavdelning.

Kommentar:

Detaljplanen hindrar inte att utrymningsvägarna utformas med trapphus Tr 1 och Tr

2. Fastighetsägaren och bygglovavdelningen har informerats om SBFFs

rekommendation.

För denna detaljplan bedömer samhällsbyggnadsavdelningen inte att en

släckvattenutredning behöver göras. Släckvattnet kan behandlas på samma sätt som

dagvattnet, genom fördröjning på gräsytor, i växtbäddar och i stenkista. Efter

samrådsyttrandet har en dialog förts med SBFF kring detta.

Generellt gäller också att för avledning av överskottsvatten från kvartersmarken ut

i ledningsnätet ansvarar Stockholm vatten och avfall AB. Stockholm vatten och

avfall AB bör som huvudman för ledningsnätet följa upp hur ledningar ska kunna

stängas av vid anslutningspunkt och senast nedströms planområdet för

uppsamling av eventuellt släckvatten. Räddningstjänsten har i egenskap av

verksamhetsutövare en skyldighet att anmäla till Stockholm vatten och avfall när

det sker/riskerar att ske ett förorenat utsläpp till ledningsnätet.

Stockholm Vatten och Avfall AB Föreslagen detaljplan kommer i konflikt med Stockholm Vatten och Avfalls

befintliga va-ledningar samt avloppstunnel. Avloppstunneln ingår i Stockholm

Vatten och Avfalls huvudsystem och ligger med ledningsrätt inom kvartersmark

på fastigheten Cirkeln 2. För att kunna avgöra i vilken omfattning det är möjligt

att uppföra en byggnad ovanpå tunneln enligt föreslagen detaljplan och vilka

åtgärder som i så fall krävs behövs vidare utredning.

Stockholm Vatten och Avfall har även befintliga va-ledningar i direkt anslutning

till detaljplaneområdet som för att kunna vara tillgängliga för åtkomst,

5 (6)

nyläggning, drift och underhåll kräver att u-område avsätts i detaljplanen, se

bifogad karta med önskemål om u-område inritad.

Kostnaden för erforderliga omläggningar av va-ledningar alternativt

förstärkningsåtgärder för tunneln ska byggherren/exploatören svara för och det

ska regleras via genomförandeavtal mellan Stockholm Vatten AB och

byggherren/exploatören.

Kommentar:

Efter att samrådsyttrandet kom in till kommunen har en dialog förts mellan

samhällsbyggnadsavdelningen och Stockholm Vatten och Avfall AB (SVOA).

Efter att ha gått igenom befintligt material kan SVOA konstatera att tunneln ligger

i berg vilket innebär att så länge man förhåller sig till angiven lägsta schaktnivå

ska det inte vara några problem att genomföra detaljplanen avseende den frågan.

Ett u-område har lagts till i plankartan som förtydligar att marken under en viss

nivå ska vara tillgänglig för allmännyttig underjordisk anläggning.

Avseende de befintliga va-ledningarna i direkt anslutning till detaljplaneområdet

anser samhällsbyggnadsavdelningen att det föreslagna u-området är större än

nödvändigt. Efter det inkomna samrådsyttrandet har en dialog förts med SVOA

vilket resulterat i ett u-område som går parallellt med de befintliga ledningarna

med en marginal på 2 meter.

Avsnitt har lagts till i planbeskrivningen som beskriver de befintliga ledningarna,

tillhörande planbestämmelser och fastighetsrättsliga frågor.

Följande remissinstanser har inte svarat: Råd för funktionshinderfrågor, Huddinge

AB Stokab

Företagarna i Huddinge

Företagarföreningen Kungens kurva

Följande remissinstanser har ingen erinran: Teliasonera, Skanova Access AB

SRV återvinning AB

Vattenfall eldistribution AB

Inkomna yttranden från sakägare Inga yttranden från sakägare har inkommit

Inkomna yttranden från övriga Inga yttranden från övriga har inkommit.

6 (6)

Sofia Gregorsson

Planarkitekt

Uppdragsledare UppdragsnummerEwa Lind/073-620 60 35 230 576 Datum Uppdragsnamn2017-05-30 Rev-3. 2017-11-13 Cirkeln 2

/Users/KLD/Soonr Workplace/Uppdrag aktuella/230 570-579/230 576 Sterner Stenhus Cirkeln 2/Rapporter/REV 3/230 576 Cirkeln 2.docx

Dagvattenutredning Cirkeln 2, Huddinge kommun

Södra delen av fastigheten. Foto Geoveta.

Beställare: Sterner Stenhus

Upprättad av: Madeleine Ekenberg/073-347 20 77, Karl Johan Lenneryd/073-347 12 65 Granskad av: Ewa Lind/073-620 60 35, Eva Rönnberg/073-347 12 61 och Karl Johan Lenneryd

Geoveta AB Sjöängsvägen 2 192 72 Sollentuna Telefon: 08-410 112 60

Uppdragsledare Uppdragsnummer Ewa Lind/073-620 60 35 230 576 Datum Uppdragsnamn 2017-05-30 Rev-3. 2017-11-13 Cirkeln 2


1 SAMMANFATTNING ........................................................................... 1

2 ALLMÄNT OM UPPDRAGET ............................................................ 1

3 UTBYGGNAD AV CIRKELN 2 ........................................................... 23.1 Befintliga förhållanden .............................................................................................. 23.2 Planerad ombyggnation ............................................................................................. 4

4 RECIPIENT ............................................................................................ 74.1 Miljökvalitetsnormer ................................................................................................. 74.2 Vattenskydd ................................................................................................................ 8

4.3 Markavvattning .......................................................................................................... 8

5 MARKFÖRHÅLLANDEN .................................................................... 95.1 Geologiska förutsättningar ....................................................................................... 95.2 Geohydrologiska förhållanden ................................................................................. 9

5.3 Avrinnings- och avvattningsvägar .......................................................................... 11

6 DIMENSIONERANDE FLÖDEN ...................................................... 146.1 Dimensionerande flöde – befintliga förhållanden ................................................. 15

6.2 Dimensionerande flöde – planerad ombyggnation ............................................... 166.3 Stenkista .................................................................................................................... 18

7 FÖRORENINGAR I DAGVATTEN .................................................. 197.1 Riktvärden för dagvattenutsläpp ........................................................................... 19

8 RENING AV DAGVATTEN ............................................................... 208.1 Placering och utformning av växtbäddar .............................................................. 21

8.2 Dimensionering av växtbäddar ............................................................................... 24

9 ÖVERSVÄMNINGSRISKER ............................................................. 259.1 Behov av fördröjning ............................................................................................... 26

10 ÖVRIGT ................................................................................................ 27

11 SLUTSATS ............................................................................................ 27

12 REFERENSER ..................................................................................... 28



12.1 Otryckta källor ......................................................................................................... 2812.2 Tryckta källor ........................................................................................................... 28

12.3 Digitala källor ........................................................................................................... 2812.4 Ritningar ................................................................................................................... 30

13 BILAGOR ............................................................................................. 30


/users/kld/soonr workplace/uppdrag aktuella/230 570-579/230 576 sterner stenhus cirkeln 2/rapporter/rev 3/230 576 cirkeln 2.docx Sida 1 (30)

1 SAMMANFATTNING Sterner Stenhus planerar att bygga till ytterligare en våning och att utöka den asfalterade parkeringsytan på fastigheten Cirkeln 2. Utöver dessa förändringar planerar Sterner Stenhus att göra mindre justeringar av den befintliga parkeringsytan genom att ta bort ett buskage vid fastighetens norra gräns samt anlägga nya växtbäddar.

Marken på fastigheten består av fyllnadsmassor ovan lera samt berg i dagen. Förutsättningarna för infiltration anses vara goda till måttliga främst på grund av fyllnadsmassorna. Befintliga dagvattenförhållanden omfattar ytavrinning från tak och asfaltytor där en stor mängd av dagvattnet går vidare till det kommunala dagvattennätet och resterade avrinner till grönytor eller stenkista. Om föreslagna åtgärder vidtas på fastigheten kommer föroreningsmängderna, som beräknats överstiga riktvärden i den planerade ombyggnationen, att reduceras till värden som understiger tillåtna riktvärden. Åtgärderna omfattar öppna dagvattenlösningar i form av växtbäddar placerade längs asfalterade ytor. Dessa växtbäddar bidrar med fördröjning av dagvatten och tillsammans med stenkistan bidrar de till att det inte uppkommer ytterligare fördröjningsbehov för planerade ombyggnationen. Dagvattnet fördröjs och renas lokalt innan det når det kommunala dagvattennätet.

2 ALLMÄNT OM UPPDRAGET På uppdrag av Sterner Stenhus genom Tomas Georgiadis, har Geoveta fått i uppdrag att utreda hur dagvatten ska hanteras inom fastigheten Cirkeln 2 (figur 1) i samband med en planerad ombyggnation. Förändringarna innebär att befintlig byggnad utökas med ett ytterligare våningsplan, utbyggnad av parkeringsplatser samt justering av befintlig grönyta. Syftet med utredningen är att beskriva den befintliga dagvattensituationen och den dagvattensituation som uppkommer efter den planerade ombyggnationen samt att föreslå åtgärder om detta anses nödvändigt. Utredningen utgår från platsspecifika förutsättningar och följer Huddinge kommuns dagvattenstrategi (Huddinge kommun, 2013) samt checklista för dagvattenutredningar i planer (Huddinge kommun, 2017a). Platsbesök genomfördes 2017-03-23 av Ewa Lind och Madeleine Ekenberg från Geoveta i sällskap med Tomas Georgiadis från Sterner Stenhus. Vid besöket fastställdes fastighetens och den närmsta omgivningens jordarter, topografi och avrinningsvägar.



Figur 1. Fastigheten Cirkeln 2 (röd punkt) i Huddinge kommun. Bild från Huddinge, 2017c.

3 UTBYGGNAD AV CIRKELN 2 3.1 Befintliga förhållanden

Fastigheten ingår i ett verksamhetsområde där dagvatten är anslutet till det kommunala dagvattensystemet. Dagvatten från området Kungens kurva samlas upp i ledningar och öppna diken för att slutligen samlas upp i två stora ledningar som går ut i Vårbyfjärden (Mälaren-Rödstensfjärden) (Huddinge kommun, 2017b).

Befintliga verksamheter på fastigheten är ”Bilvård i Kungens Kurva” (serviceverksamhet, tvättservice), ”Mekonomen” (butiksverksamhet, försäljning av bilvård och bildetaljer), ”AB Lindec” (butiksverksamhet, försäljning av golvprodukter), ”Optimal Cars” (butiksverksamhet, försäljning av begagnade och nya bilar), ”Taxi kurir” (serviceverksamhet, kontor), ”Sifel” (serviceverksamhet, byggentreprenör) samt ”Teknik City” (serviceverksamhet, konsult inom larm och kamera). (Lindberg, 2017). Cirkeln 2:s tomtarea är cirka 5 300 kvadratmeter och består till stor del av hårdgjord yta. På fastigheten finns en byggnad, bilparkeringar i norr, öst och syd samt parkering för cykel (nordväst och söder om byggnaden) (figur 2). Längs den norra delen av området finns en plantering. På fastighetens sydöstra del (inringad i figur 2) finns en stenkista. Stenkistan avvattnar den södra delen av parkeringen samt ett skärmtak för den södra entrén. Genom fastigheten går ett huvudavlopp (figur 3).



Figur 2. Befintliga förhållanden vid Cirkeln 2. Stenkistans läge är markerat i nedre högra hörnet och pilar i samband med denna avser markytans lutning. Skala: Koordinatkryss C/C 40 meter. Kartunderlag från Erik Möller Arkitekter AB.



Figur 3. Huvudavlopp (blå streckad linje) med 10 meter säkerhetszon på var sida om huvudavloppet (röda streckade linjer). Norr är uppåt i bild. Skala 1:0000. Källa: Syvab Himmerfjärdsverket.

3.2 Planerad ombyggnation Omfattningen av de planerade förändringarna består av påbyggnad av ytterligare våningsplan på byggnaden samt en ökning av andelen parkeringsyta från 81 platser till 90 parkeringsplatser. Påbyggnaden av ett våningsplan kommer inte att medföra ökade dagvattenvolymer då den nya takytan kommer vara av samma storlek som befintligt tak. Efter ombyggnationen kommer befintligt system där takavattningen leds direkt till kommunens dagvattennät förändras så att takvattnet istället infiltreras på fastigheten (Georgiadis, 2017). Som ett resultat av denna dagvattenutredning kommer växtbäddar anläggas i samband med den planerade ombyggnaden. Vid fastighetens nordöstra del anläggs växtbäddar invid fastighetens infart till en yta av cirka 48 m2. Vid den nordvästra sidan utökas ytan för plantering till 58 m2. Vid fastighetens östra gräns tillkommer en växtbäddszon med planterade träd på cirka 60 m2. Växtbäddar anläggs också längs med fastighetens södra gräns på cirka 50 m2

(figur 4). För förtydligande av marknivåer, fastighetsgräns och stenkista, se figur 5.



Vid fastighetens norra gräns tas planteringen bort för att göra plats för de ökade antalet parkeringsplatser. Träd kommer att planteras i växtbäddarna, detta påverkar inte växtbäddarnas renande funktion. Träden kommer att bidra till upptag av markvatten och därmed bidra med viss fördröjning av dagvatten.

Den tillkommande verksamheten (framtida situation) kommer endast innehålla kontorsverksamhet (Lindberg, 2017).

Figur 4. Planerad omfattning av ombyggnation på Cirkeln 2 som innefattar ytterligare en våning på byggnaden med samma takarea som tidigare. Utökning av antalet parkeringsplatser och ersättande av befintlig plantering vid norra fastighetsgränsen med en stödmur. Buskage och växtbäddar visas i ritningen som svarta texturerade områden. I växtbäddarna anläggs trädplanteringar. För att se hela fastighetsgränsen samt stenkista, se figur 5. Norr är uppåt i bild. Skala: Koordinatkryss C/C 40 meter. Kartunderlag från Erik Möller Arkitekter AB.



Figur 5. Planerad omfattning av ombyggnation på Cirkeln 2 som innefattar ytterligare en våning på byggnaden med samma takarea som tidigare. Utökning av antalet parkeringsplatser och ersättande av befintlig plantering vid norra fastighetsgränsen med en stödmur. Buskage och växtbäddar visas i ritningen som svarta texturerade områden. I figuren syns marknivåer i grönt samt fastighetsgräns i rosa. Trädplanteringar ses i figur 4. Skala: Koordinatkryss C/C 40 meter. Kartunderlag från Erik Möller Arkitekter AB.



4 RECIPIENT Cirkeln 2 ligger geografiskt sett uppströms i ett avrinningsområde med utlopp i Rödstensfjärden (Mälaren). Recipienten Mälaren-Rödstensfjärden omfattas av miljökvalitetsnormer (VISS, 2017) (figur 6). Mälaren är en dricksvattentäkt som ska skyddas.

Figur 6. Karta över avrinningsområde (blå linje) och recipient (röd pil). Cirkeln 2 är markerad i kartan med svart pil. Bilden är från VISS (2017). Norr är uppåt i bild.

4.1 Miljökvalitetsnormer Mälaren-Rödstensfjärden (SE657330-161320) klassas som en vattenförekomst av Länsstyrelsen och berörs därför av miljökvalitetsnormer. Enligt Länsstyrelsens kriterier för ekologisk status har sjön klassats med god ekologisk status där man bland annat tar hänsyn till olika biologiska, fysikalisk-kemiska och hydromorfologiska kvalitetsfaktorer. Den kemiska statusen har Länsstyrelsen klassat till att ej uppnå god status baserat på gränsvärden för 33 prioriterade ämnen (VISS, 2017). De föroreningar som övergår gränsvärden är kvicksilver och kvicksilverföreningar, polybromerade difenyletrar och Irgarol (cybutryn). Dock gäller undantag med mindre stränga krav för bromerad difenyleter och kvicksilver och kvicksilverföreningar (VISS, 2017). Detta är baserat på den senaste bedömningen (”2017-06-16 23:52 Förlängning av förvaltningscykel 2” samt ”2017-02-23 10:05 – Beslutad – Förvaltningscykel 2 2010-2016”) i VISS, 2017.



Vattenförekomsten täcks av EU:s ramdirektiv för vatten. Eftersom sjön inte uppnår god kemisk status får den inte försämras. Schablonföroreningarna från aktuell fastighet består främst av bly, kadmium och suspenderad substans (se resultat i del 8 av denna rapport). Dessa föroreningar är idag inte ett problem för recipienten.

4.2 Vattenskydd Cirkeln 2 ligger inom Östra Mälarens vattenskyddsområdes sekundära skyddszon (Länsstyrelsen, 2017a). Östra Mälarens vattenskyddsområde berörs av skyddsföreskrifter. I dessa skyddsföreskrifter står bland annat att förorenat dagvatten inte får avrinna till recipienten utan rening. Den sekundära zonen utgörs av landområden där avrinning sker direkt mot Östra Mälaren antingen naturligt eller via ledningar. För denna dagvattenutredning innebär det att allt förorenat dagvatten på fastigheten ska renas innan det förs vidare via det kommunala dagvattensystemet.

4.3 Markavvattning Markavvattningsföretaget Segeltorp torrläggningsföretag (också kallat ”Segeltorp, Herrängen, Långsjön m.fl.” Original ID: AB_2_1747) som funnits i närområdet har upphävts (Länsstyrelsen, 2017b) (figur 7). Upphävningen skedde genom dom 2015-12-18 (Länsstyrelsen, 2017c).

Figur 7. Karta från Länsstyrelsen (2017b) där blå skraffering visar markavvattningsföretag. Den svarta rutan anger ungefärlig placering av aktuell fastighet. Norr är uppåt i bild.



5 MARKFÖRHÅLLANDEN 5.1 Geologiska förutsättningar

Berg går i dagen på fastigheten och det jordlager som överlagrar berget är sannolikt tunt och domineras av fyllnadsmassor (figur 8) baserat på Sveriges Geologiska Undersöknings (SGU) jordartskartering (SGU, 2017) samt jordartsbedömning utförd i fält av kvartärgeolog. Fyllningsmaterialet som ligger ovan berggrund eller lera och har en måttlig infiltrationskapacitet. Förutsättningar för infiltration av dagvatten bedöms finnas vid alla grönområden på fastigheten. Dock bidrar de hårdgjorda asfalterade ytorna till uppkomst av ytavrinnande dagvatten.

Figur 8. Karta från SGU (2017) över jordarter skala 1:25 000. Röda områden är berg i dagen, blå är sandig morän, streckad yta är fyllning, gul är postglacial lera. Fastigheten Cirkeln 2 är markerad med en svart ruta. Norr är uppåt i bild.

5.2 Geohydrologiska förhållanden Det finns ingen tidigare dokumentation om grundvattenförhållanden i området. Baserat på de tidigare hårdgjorda ytorna och SGU:s jordartskarta (SGU, 2017) bedöms grundvattenbildningen på fastigheten vara låg. Inströmningsområde bedöms vara vid fastighetens grönområden och där berg går i dagen (figur 9). Grundvattnet bedöms följa topografin i området och utströmningsområdet bedöms vara vid fastighetens lägsta punkt, i det sydöstra hörnet. Den planerade ombyggnationen anses



öka mängden vatten som infiltreras på fastigheten och kommer inte påverka lokala grundvattenförhållanden negativt. Den generella stupningen i området är åt sydväst medan fastighetens lokala lågpunkt är i det sydöstra hörnet. Fastighetens södra sida stupar kraftigt åt söder och består till stor del av berg i dagen.

Figur 9. Fastighetens inströmningsområde är markerat med blå oval och utströmningsområdet med blå cirkel. Generell riktning på ytavrinning är markerade med blå pilar. Norr är uppåt i bild. Skala: Koordinatkryss C/C 40 meter. Kartunderlag från Erik Möller Arkitekter AB.

Byggnaden på fastigheten bedöms vara grundlagd på berg utan risk för sättningsskador. Ingen skredrisk bedöms finnas då inga branta slänter med kohesionsjord förekommer på fastigheten. Den befintliga vegetationen på fastigheten bedöms påverkas minimalt av den planerade ombyggnationen. Utifrån den okulära jordartsbedömningen bedöms inga behov har framkommit att utföra ytterligare geoteknisk eller geohydrologisk markundersökning på fastigheten.



5.3 Avrinnings- och avvattningsvägar Vattendelare för ytavrinning inom fastigheten är utritade i figur 10 tillsammans med rinnriktningar. Marknivåer visas i figur 5. Planområdet avvattnas enligt figur 10 och vatten lämnar området enligt blå pilar i figur 9. Utifrån platsbesöket bedöms inget externt dag- eller ytvatten tillföras fastigheten. Vatten från omkringliggande områden bedöms avrinna via det västra och det södra diket. På den östra sidan kan extern ytavrinning ske via vägen Ellipsvägen söderut för att sedan avrinna via det södra diket västerut. Diket söder om fastigheten som går längs med gång- och cykelvägen tar emot vatten från den södra cykelparkeringen. Dock angränsar parkeringen till grönytor innan det når diket och majoriteten av dagvatten från cykelparkeringen bedöms infiltrera i marken och en mindre andel av dagvattnet anses nå själva diket. Diket söder om fastigheten är inte påkopplat den längsgående D400-ledningen (Pettersson, 2017). Diket bedöms vara dimensionerat för gång-och cykelvägen. Inga sanka områden finns i utströmningsområdet. Inga skäl har framkommit i dagsläget som kräver hänsyn till ytterligare framtida utbyggnadsplaner uppströms eller nedströms i närområdet. När det kommer till ytavrinnande dagvatten på fastigheten rinner det från den norra cykelparkeringen mot det västra diket. Dagvattenbrunnar på fastighetens norra sida tar emot dagvattnet från den norra parkeringen. Även den östra parkeringen avvattnas via dagvattenbrunnar, men vattnet förs också ut på gräsytan strax utanför fastighetens östra kant. Den södra parkeringen avvattnas mot stenkistan och det södra diket. Cykelparkeringen i syd avvattnas söderut mot grönområde. Dag- och ytvatten från uppströms områden bedöms avrinna via det västra diket utanför fastigheten. Därför anses inget externt dag- och ytvatten tillföras fastigheten. Det finns en lokal lågpunkt på fastigheten, ner mot byggnadens källare där en bilservice är inhyrd. Framför garageporten finns ett galler med nedsänkning som tillåter uppsamling av vatten för vidare avledning till dagvattensystemet.

Inne i garaget har bilservicen har en tillkopplad slam- och oljeavskiljare som används för att säkerställa att förorenat vatten från deras verksamhet inte hamnar i dag- eller spillvattennätet (Lindberg, 2017). Dagvattenförande ledningar på fastighetsmark ses i figur 11. Allmänna dagvattenledningar visas i figur 12. Fastigheten har en befintlig anslutning till D400-ledningen i Ellipsvägen (Pettersson, 2017).



Figur 10. Riktning för av ytavrinning på fastigheten Cirkeln 2. Blå pilar anger avrinningsriktning och grå streck anger anlagda vattendelare. Norr är uppåt i bild. Skala: Koordinatkryss C/C 40 meter. Kartunderlag från Erik Möller Arkitekter AB.



Figur 11. Befintligt dagvattensystem. Den norra sträckningen går mot öster (D160 mm) och viker av mot sydöst (D200). Sträckningen som går från byggnaden mot nordöst (D225-250) och ansluter med D200 för att sedan ansluta på det allmänna dagvattennätet. De gröna linjerna visar ungefärlig placering av det befintliga dagvattennätet på fastigheten. De gröna prickarna är befintliga dagvattenbrunnar (baserat på platsbesök). Dagvattenbrunnar utan ledningsanslutning i denna figur antas ansluta till allmänna ledningen där denna viker av från Ellipsvägen mot CG-väg (se figur 12). Ingen information har gjorts tillgänglig för Geoveta angående detta. Norr är uppåt i bild. Kartunderlag från Erik Möller Arkitekter AB samt VA-ritningar från Huddinge kommunarkiv.



Figur 12. Allmänna dagvattenledningar kring fastigheten Cirkeln 2. Ledningen går söderut längs med Ellipsvägen och vänder av västerut mot GC-väg med dimension 400 mm, för att sedan vända nordväst med dimension 1000 mm. Strax efter ledningen vänder av mot väst ses ett tvärsgående svart sträck som bedöms markera stenkistans anslutning till ledningsnätet. Norr är uppåt i bild. Källa VA-ledningar: Stockholm Vatten Lägeskarta. Underliggande referenskarta från Open Street Map, kartdata ©OpenStreetMap bidragsgivare.

6 DIMENSIONERANDE FLÖDEN Årsmedelflödet är 628 liter per kvadratmeter per år för området och baseras på en årsmedelnederbörd på 628 millimeter per år (Stensen et al, 2010). Dimensionering för fastigheten ska göras för ett 10-årsregn med klimatfaktor enligt Svenskt Vatten. Dagvatten som uppstår på kvartersmark ska infiltreras alternativt fördröjas inom kvartersmark innan det går vidare i samlad ledning (Pettersson, 2017). Dimensionerande flöden beräknas utifrån regn som faller inom utredningsområdet. Det dimensionerande regnet är baserat på områdets längsta rinnsträcka som är uppskattad till 56 meter, vilket med en markvattenhastighet på 0,1 meter per sekund (s.64 Svenskt Vatten, 2016) ger en rinntid på 9 1/3 minuter. Rinntiden avrundas upp till 10 minuter. Regnintensiteten för ett 10-årsregn med varaktigheten 10 minuter är 235,5 liter per sekund och hektar (l/s, ha) (s. 129 Svenskt Vatten, 2016). Ett hundraårsregn med samma varaktighet har en regnintensitet på 488,8 l/s, ha (s. 66 Svenskt Vatten, 2016) (För mer information, se bilaga 1).



Dimensionerande flöden beräknas både utifrån befintliga förhållanden (figur 2) och för planerad ombyggnation (figur 4). Fastighetens olika markanvändning används för att dela in den totala ytan i mindre ytor av olika områdestyp. Olika områdestyper har olika avrinningskoefficienter (se tabell 1 och 2 samt figur 13 och 14). Dimensionerande flöden beräknas enligt den rationella metoden (Svenskt Vatten, 2016):

Qdim = A × j × i(tr) × cf där:

Qdim är det dimensionerande flödet (l/s) A är områdets area (ha) j är områdets sammanviktade avrinningskoefficient (enhetslös) i(tr) är nederbördsintensiteten (l/s och ha) vid varaktigheten tr (minuter) cf är en klimatfaktor (enhetslös, 1,25)

6.1 Dimensionerande flöde – befintliga förhållanden Olika områdestyper förekommer inom området: tak (papp), parkering (asfalt), ramp (betong), cykelparkering (asfalt) och grönytor (gräsmark) enligt tabell 1 och figur 13. Beräkningarna för befintliga förhållanden gav en total reducerad yta på 3886 m2 (0,3886 ha). Dimensionerande flöden vid olika slags regn redovisas i tabell 3. Det dimensionerade flödet för ett 10-årsregn med varaktighet 10 minuter för befintliga förhållanden är 92 l/s (utan klimatfaktor). Tabell 1. Områdestyper för befintlig bebyggelse enligt ritning (figur 13). Avrinningskoefficienter från Svenskt Vatten, 2016.

Områdestyp Area (m2) Avrinningskoefficient

Hustak 1650 0,9 Cykelparkering 239 0,8 Ramp 149 0,8 Parkering 2479 0,8 Buskage 152 0,1 Lastkaj 27 0,8 Entre 19 0,8 Gräsytor 550 0,1 Summa 5265



Figur 13. Indelning av typ av markanvändning (områdestyp) för befintliga förhållanden på Cirkeln 2. Cykelparkering (orange), parkering (blå), entréer, lastkaj och ramp (röd), buskage och grönområde (grön). Norr är uppåt i bild. Underlag från Erik Möller Arkitekter AB.

6.2 Dimensionerande flöde – planerad ombyggnation Ytorna för den planerade ombyggnationen har på samma sätt delats in i markanvändning (områdestyp) enligt tabell 2 och figur 14. Den minskade ytan av asfalt (förutom vid fastighetens norra gräns där en grönyta ersätts med asfalt för att tillgodose det ökade behovet av parkeringsplatser) och den ökade grönytan bidrar till en mindre reducerad yta på 3872 m2 (0,3872 ha). Det dimensionerande flödet efter planerad ombyggnation vid ett 10-årsregn med varaktigheten 10 minuter och en klimatfaktor på 1,25 är 114 l/s (tabell 3). Det ökade flödet från nuvarande 92 l/s till 114 l/s beror på att nederbörden förväntas öka i framtiden på grund av klimatförändringar. Detta förutsätter dock att föreslagna dagvattenlösningar utförs tillsammans med planerad ombyggnation.



Tabell 2. Områdestyper för planerad ombyggnation enligt ritning (figur 14). Avrinningskoefficienter från Svenskt Vatten, 2016.

Områdestyp Area (m2) Avrinningskoefficient

Hustak 1650 0,9 Cykelparkering 184 0,8 Ramp 149 0,8 Parkering 2514 0,8 Buskage/växtbäddar 215 0,1 Lastkaj 27 0,8 Entre 19 0,8 Gräsyta 506 0,1

Summa 5265

Figur 14. Indelning av markanvändning (områdestyp) för planerad ombyggnation på Cirkeln 2. Cykelparkering (orange), parkering (blå), entréer, lastkaj och ramp (röd), buskage, grönområde och växtbädd (grön). Norr är uppåt i bild. Underlag från Erik Möller Arkitekter AB.



Tabell 3. Dimensionerande flöden för befintlig och planerad ombyggnation för 10-årsregn och 100-årsregn med och utan klimatfaktor.

Situation Befintlig situation Planerad ombyggnation

Dimensionerande regn Dimensionerande flöde (l/s) Dimensionerande flöde (l/s) 10 år 92 91 10 år (+klimatfaktor 25%) 114 114 100 år 190 189 100 år (+klimatfaktor 25%) 237 237

6.3 Stenkista Den befintliga stenkistan är utformad för att hantera flöden från den södra parkeringen och taket över den södra entrén. Stenkistan ligger under asfalten på fastighetens sydöstra hörn (figur 2). Den södra parkeringens yta samt södra entréns takyta har tillsammans en reducerad area på 522 kvadratmeter.

Stenkistans har en area på 120 kvadratmeter och en tjocklek på 0,35 meter enligt ritning för befintliga förhållanden. Om porositet för fyllnadsmaterialet (exempelvis makadam) i stenkistan uppskattas till 30 till 50 procent medför det en möjlig vattenvolym på 12 till 21 kubikmeter. Då ger medelvärdet (40 procent) cirka 17 kubikmeter fördröjningsvolym (bilaga 3). Ett 10-årsregn med klimatfaktor 1,25 kräver en utjämningsvolym på cirka 9 m3 (0,0522 ha*17,1 mm= 8,9 m3) (Stockholms stad, 2017). Det innebär att stenkistan är överdimensionerad för taket och den södra parkeringen och kan ta emot ytterligare cirka 8 m3 från övriga fastigheten.

Stenkistans har två utloppsrör (med dimensionen 110 mm i diameter respektive) vid stenkistans södra sida. Utloppen är kopplad till kommunal dagvattenledning (D400) placerad längs stenkistans södra sida (figur 12). Dessa är installerade på olika höjder och har en översvämningsventil som leder ut vatten till diket söder om fastigheten (Wajer, 2017). Fastighetsskötaren utför funktionskontroll av stenkista och översvämningsventil och om denne får förhinder beställer fastighetsägaren funktionskontroll av entreprenör (Lindberg, 2017). Geoveta rekommenderar årlig kontroll samt kontroll efter mycket kraftiga skyfall. Det rekommenderas att stenkistan markeras och dokumenteras i terrängen för framtiden om fastigheten skulle byta ägare. Funktionskontroll på stenkista och översvämningsventil bör utföras men jämna mellanrum (exempelvis en gång per år eller efter ett kraftigt skyfall). En inspektionsbrunn bör installeras för stenkistan för att se att infiltrationskapaciteten är fullgod.



7 FÖRORENINGAR I DAGVATTEN Schablonvärden (StormTac, 2017) för koncentrationer av föroreningar i dagvatten är beroende av typ av markanvändning och har använts för att beräkna de föroreningsmängder som uppstår inom fastigheten. Beräkningar och schablonvärden finns i bilaga 2 Schablonvärden för takyta (hustak), parkering (parkering norr, öst, och syd), gräsyta (buskage, gräsytor och växtbäddar), betong (ramp, lastkaj och entré) och cykel-gångväg (cykelparkeringar) har använts i föroreningsberäkningar.

Beräkningarna baseras på ett årsmedelflöde som i sin tur baseras på en årsmedelnederbörd på 628 millimeter per år (Stensen et al, 2010). I enlighet med StormTacs beräkningsmodeller används de reducerade areorna för att beräkna föroreningsbelastning. Med reducerade aror på 3886 m2

och 3872 m2 för området

före respektive efter ombyggnad beräknas årsmedelflödet till 2440 respektive 2432 kubikmeter per år.

Det finns ingen dokumenterad förorenad mark på fastigheten (Länsstyrelsen, 2017b). Om rekommendationerna för bilservicen i källarplanet följs (se 5.3) bedöms inte verksamheterna på fastigheten orsaka risk för utsläpp av förorenat vatten. Det bedöms inte heller finnas risk för andra typer av utsläpp som kan förorena dagvattnet (inget katastrofskydd behövs).

7.1 Riktvärden för dagvattenutsläpp Riktvärdesgruppen har tagit fram förslag på riktlinjer för utsläppskoncentrationer för dagvatten samt vilka förorenande ämnen som bör tas hänsyn till. Den lämpliga riktvärdesnivån för fastigheten är grupp 2M (Riktvärdesgruppen, 2009).

Siffernivån varierar mellan 1–3 och är beroende av var utsläppet sker i avrinningsområdet. Nivå 2 gäller för delavrinningsområde uppströms en utsläppspunkt till recipienten, vilket stämmer bra överens för fastigheten. För mindre sjöar, vattendrag och havsvikar används nivå M medan för större sjöar och hav används nivån S. I vårt fall anses nivå M stämma bra överens för fastigheten.



8 RENING AV DAGVATTEN I huvudsak är det dagvattnet från parkeringsytorna som bidrar till förorenings-koncentrationer över riktvärdesgränserna. Idag rinner dagvattnet via dagvattenbrunnar direkt till det kommunala dagvattennätet utan reningsåtgärder. För att minska belastningen av föroreningar på det kommunala systemet bör dagvattnet från parkeringsytorna renas först.

Mängden föroreningar från trafikytor kan reduceras genom att anlägga och använda växtbäddar, även kallade dagvattenbiofilter som reningsmetod. Växtbäddar kan normalt hantera regn med återkomsttider på upp till 1–2 år och har visat sig kunna reducera 80–90 procent av metaller och suspenderat material i dagvatten (Blecken, 2016). I beräkningar för reduktion av metaller och suspenderat material har reduktionsgraden satts till 80 procent. Reduceringsgraden för fosfor och kväve är mer osäker. I detta fall har en reningsgrad på 70 procent för fosfor antagits (Blecken, 2016). Enligt StormTac (2017) varierar reningsgraden för kväve i biofilter mellan 10–95 procent. Av denna anledning har reduktionsgraden för kväve satts till 50 procent. Föroreningsmängden för befintliga förhållanden och planerad ombyggnation samt föroreningsmängder efter åtgärder presenteras i tabell 4 och 5. Generellt är föroreningsmängderna liknande för befintlig situation och framtida situation (utan rening), medan vissa föroreningar ökar för den planerade situationen, främst på grund av den ökade andelen parkeringsyta efter ombyggnad (baserat på schablonvärden). Beräkningsmässigt förändras inte föroreningsmängderna (kg/år) för ämnena olja och benso(A)pyren efter rening genom växtbäddar på grund av osäkerheterna kring reningsgraden för dessa ämnen (Riktvärdesgruppen, 2009). Eftersom ämnena ej överträder riktvärden bedöms inte den okända reduktionsgraden för dem spela roll. I verkligheten sker en viss reducering av eventuella förekomster av benso(A)pyren och olja kommer att ske genom växtbäddarna. Ytterligare forskning inom området krävs för att säkerställa reningsgraden för de två föroreningarna.

Verksamheter som ger upphov till utsläpp av benso(A)pyren är främst småskalig vedeldning, storskalig energiproduktion och trafikavgaser (Naturvårdsverket, 2017). Bedömningen är att verksamheterna på fastigheten inte ger upphov till riktvärdesöverskridande nivåer av benso(A)pyren. Oljeutsläpp sker främst från läckage från fordon, cisterner, trafikolyckor, erosion av däck och vägbana, gatu- och biltvätt samt bensinstationer (Larm och Pirard, 2010). Bedömningen är att verksamheterna på fastigheten inte ger upphov till riktvärdesöverskridande nivåer av olja om rekommendationerna för bilservicen i denna utredning följs.

Rening med hjälp av de rekommenderade växtbäddarna, infiltrationsytor och stenkistan ger fullgod reningseffekt för fastighetens alla ytor och ytterligare föroreningsreducerande lösningar bedöms vara överflödiga.



Tabell 4. Föroreningsmängder i g/år för både befintliga förhållanden och planerad ombyggnation samt efter föroreningsreducerande åtgärder med hjälp av växtbäddar.

Mängd (g/år) Befintlig situation Planerad ombyggnation

Före rening Efter rening (med växtbäddar)

Fosfor 253 251,3 163 Kväve 3778 3744 3049 Bly 41 41,7 11 Koppar 64 64,1 24 Zink 216 218 76 Kadmium 1,4 1,4 0,9 Krom 24 24 9 Nickel 10 10 6 Kvicksilver 0,1 0,1 0,03 Susp. Substans 205 960 208 380 66 907 Olja 1160 1154 1154 Benso(a)pyren 0,1 0,1 0,1

Tabell 5. Koncentration av föroreningar för befintliga förhållanden och planerad ombyggnation samt efter föroreningsreducerande åtgärder inklusive riktvärden från Riktvärdesgruppen (2009). Grå markeringar överstiger riktvärden.

Koncentration Befintlig Planerad ombyggnation Riktvärdesgruppen (µg/l) situation Före rening Efter rening 2M Fosfor 93,8 93,4 61 175 Kväve 1399 1391 1133 2500 Bly 15,3 15,5 4 10 Koppar 23,7 23,8 9 30 Zink 80 81 28 90 Kadmium 0,51 0,51 0,3 0,5 Krom 8,9 9,0 3 15 Nickel 3,82 3,82 2 30 Kvicksilver 0,03 0,03 0,01 0,07 Susp. substans 76 000 77 409 24 855 60 000 Olja 400 428,6 428,6 700 Benso(a)pyren 0,03 0,03 0,03 0,07

8.1 Placering och utformning av växtbäddar Fördröjningen av vatten på fastigheten kommer att ske genom genomsläppliga växtbäddar, plantering av träd och genom stenkistan. De befintliga grönytor som idag infiltrerar vatten kommer att bevaras och ha fortsatt identisk funktion. De föroreningar som beräknats förekomma på fastigheten kommer att reduceras genom växtbäddarna. Förutom växtbäddarnas funktion kommer dessa bidra till en större mängd grönyta i området och till en tilltalande estetisk utformning.



Dagvattenflöden från fastigheten kommer att gå via växtbäddar och stenkista vidare till kommunala dagvattenbrunnar samt eventuellt nå det södra diket vid gång- och cykelbanan. Växtbäddarna syftar till att ge rening, fördröjning och vara estetiskt tilltalande.

Växtbäddar placering föreslås längs med östra kanten av fastigheten med undantag för infarten till området, se gröna områden figur 15. Växtbäddar längs med den södra parkeringen (figur 4) anläggs främst för en enhetlig estetik kring fastigheten. Fullgod rening ges av växtbäddarna i figur 15. För skiss på hur en växtbädd kan se ut, se figur 16. Det är viktigt att dagvattnet från parkeringsytorna faktiskt når växtbäddarna. Om en parkering har kantsten måste jämna mellanrum finnas för att leda dagvattnet till bäddarna. Sedimentavskiljning innan dagvatten når växtbädden är fördelaktigt för att inte sätta igen växtbädden (exempelvis grusbädd). En växtbädd består ofta av ett filtermaterial av väldränerad sand med minst 300 mm tjocklek (figur 17). Infiltrationskapaciteten ska inte vara allt för hög i filtermaterialet då föroreningarna i dagvattnet behöver en längre kontakttid i filtermaterialet för att ge en effektiv reningsprocess. Växter anpassas främst efter filtermaterialet, det lokala klimatet, att tåla torka och översvämning samt vara okänsliga för salthaltigt vatten (vägsalt). Ofta rekommenderas robusta grässorter av fuktängsbiotop (exempelvis Stubbtåg, Kabbeleka, Älgört, olika starr-arter, ljung och strandråg). Under filtermaterialet via ett lager av grövre material så som grus avleds sedan dagvattnet via dräneringsrör till dagvattennät eller till angränsande områden där det renade dagvattnet kan infiltrera. Vid kraftigare regn (över 1–2-årsregn) bräddas dagvattnet över växtbädden mot dagvattenbrunn. För underhåll av växtbäddar behövs skötsel av växterna i växtbädden samt kontroll och rengöring av in och utlopp för att förhindra igensättning. Då infiltrationskapaciteten hos filtermaterialet reduceras, vilket sker naturligt över tid, behöver man byta ut filtermaterialet (Blecken, 2016). När detta sker beror på de lokala omständigheterna.



Figur 15. Förslag av placeringar av växtbäddar (grönt) för respektive parkeringsyta (parkering norr i blått, parkering öst i orange, parkering syd i gult. Ungefärlig placering av befintlig stenkista (blåprickad yta) samt placering av växtbäddar utöver ytbehovet för rening (mörkgrönt). Ytor för infiltration, befintliga grönytor och cykelparkeringar med genomsläpplig beläggning (grönstreckad yta). Norr är uppåt i bild. Ritningsunderlag Erik Möller Arkitekter AB.



Figur 16. Skiss över hur avrinnande dagvatten kan samlas upp i en växtbädd. Först leds vattnet över en grusbädd för att sedan nå själva växtbädden. Prickad yta representerar filtermaterial. Under detta ligger ett grövre material (exempelvis grus) i anslutning till dräneringsrör. Överblivet vatten leds till dagvattenledning via ytavrinning till dagvattenbrunn.

Figur 17. Exempel på hur en växtbädd kan utformas i genomskärning. Källa: StormTac (2017)

8.2 Dimensionering av växtbäddar Utifrån befintliga studier på växtbäddar framkommer att bredden 1,2 meter är tillräcklig för att uppnå tillfredsställande rening. I huvudsak bör man se till att förutsättningarna är goda för växterna i växtbädden (Uppsala vatten, 2017).



Växtbäddar bör ha en yta som motsvarar 4 procent av aktuellt avrinningsområde (Fridell, 2016). Tabell 6 redovisar vilken yta som krävs för dagvattenbiofiltret inom respektive område med hårdgjord yta. Figur 15 förtydligar resultatet av beräkningsresultat som presenteras i tabell 6.

Alla föreslagna åtgärder på fastigheten kommer att bekostas, ägas och förvaltas av fastighetsägaren. Planerade dagvattenåtgärder på fastigheten med tillkommande drift och underhållskostnader kommer fastighetsägaren bekosta och ansvara för. Lösningarna avses praktiskt genomförbara med hänsyn till byggande och drift. Tabell 6. Ytor för respektive parkeringsyta samt ytbehov för växtbäddar.

Område Yta, m2 Ytbehov för växtbädd, m2

Parkering Norr 1070 45

Parkering Öst 776 29

Parkering Syd 633 25

9 ÖVERSVÄMNINGSRISKER Fastighetsägaren har själva inte uppdagat problem på fastigheten med vatten så som översvämningar, ledningar eller dagvattenbrunnar (Lindberg, 2017). Det finns inrapporterade problem med översvämningar i närområdet. I korsningen mellan Ryttarhalsvägen, Långängskroken och den södergående gång- och cykelvägen från Ellipsvägen har gatuöversvämning uppstått vid mycket regn. Detta är kopplat till dagvattendammen som tillhör fastigheten ”Vinkeln 3” – från dammen verkar det inte finnas något utflöde (Pettersson, 2017). Då detta inrapporterade problem inte är påkopplat till de ledningar som fastigheten Cirkeln 2 är inkopplade på bedöms detta inte vara något hinder för dagvattenhanteringen på fastigheten.

Då det inte finns närliggande ytvatten finns det inte risk för översvämning på grund av höga vattenstånd. Söder om fastigheten, vid gång- och cykelvägen, finns en lågpunkt där dagvatten kan bli stående vid ett skyfall, detta kommer dock inte påverka några intilliggande byggnader (figur 18). Från gång-och cykelvägen ytrinner vattnet sannolikt mot väster. Höjdsättningen inom fastigheten är bra med hänsyn till översvämningsrisker. Det planeras ingen omplacering av bebyggelse eller hårdgjorda ytor i sådan utsträckning att det kommer påverka de redan befintliga infiltrationsområdena eller instängda områden. Inga gatusektioner kommer att förändras.



Figur 18. Lågpunktskartering med maximala vattendjup. Fastigheten inrutad i svart. Norr är uppåt i bild. Skala 1:10 000. Källa: Skyfallskartering för 100-årsregn, Länsstyrelsen (2017b)

I dagsläget finns endast en känd lågpunkt på fastigheten, garageinfarten på östra sidan av byggnaden, som vid kraftiga regn kan översvämmas och orsaka skada på byggnaden. Denna garageinfart bör tas extra hänsyn till (se 5.3). Om rekommendationer som finns i 5.3 följs bör det inte uppstå risk för översvämning av husgrunden på fastigheten. I närområdet finns inga ytvattenförekomster. Fastigheten har ingen rekommenderad lägsta grundläggningsnivå från Länsstyrelsen och har heller inte några dokumenterade översvämningar i närområdet (Länsstyrelsen (2017b).

9.1 Behov av fördröjning I dagsläget ska VA-huvudmannen (Stockholm Vatten) hantera dagvattenflöden motsvarande ett 10-årsregn med klimatfaktor (Svenskt Vatten, 2016) för områden liknande Cirkeln 2. Ett 10-årsregn med klimatfaktor 1,25 har ett kumulativt regndjup på 17,1 mm (Stockholms stad, 2017). För att fördröja detta regn för en reducerad area på 3872 m2 (0,3872 ha) krävs en utjämningsvolym på 66 m3. Dock avrinner redan dagvattenvolymen (9 m3) från skärmtak och södra parkeringen till stenkistan. Alltså behöver 57 m3 fördröjas för den övriga marken (0,3872–0,0522 ha*17,1mm= 57 m3). Föreslagna växtbäddar om cirka 100 m2 (tabell 6) kan enligt StormTac erhålla en total utjämningsvolym på 52 m3. Efter det finns det ett resterande fördröjningsbehov på 5 m3. Stenkistan uppskattas kunna ta emot ytterligare 8 m3 vilket fyller fördröjningsbehovet med marginal.

Det rekommenderas att en del takvattnet leds mot stenkistan (exempelvis via samma ledning som skärmtaket avvattnas) då detta vatten är mindre förorenat än dagvattnet



från parkeringarna och behöver därför inte passera en växtbädd innan det leds mot stenkistan.

Med en tillgänglig vattenvolym på 8 m3 i stenkistan, tak med avrinningskoefficienten 0,9 och det kumulativa regndjupet 17,1 mm kan stenkistan hantera flödet från 520 m2 tak (8m3/(0,9*17,1mm) = 520 m2).

10 ÖVRIGT Utifrån platsbesök bedöms det inte förekommer några anläggningar eller vandringsleder för vattenlevande djur som riskerar att komma i konflikt med den föreslagna lösningen. Den tunnel för huvudavlopp (figur 3) som går under fastigheten bör uppmärksammas så att den inte skadas vid den planerande utformningen. Ingen av de planerade förändringarna eller åtgärderna på fastigheten anses påverka risken för översvämning eller minska ytan för infiltration på fastigheten.

11 SLUTSATS Den planerade ombyggnationen innebär marginella förändringar av framförallt de hårdgjorda ytorna inom fastigheten. Detta medför att även marginella förändringar avseende på dimensionerande flöde och föroreningsbelastning. Ökningen av det dimensionerande flödet beror på den inkluderade klimatfaktorn.

För den planerade ombyggnationen föreslås öppna dagvattenlösningar genom växtbäddar för rening och fördröjning av dagvattnet innan det når det kommunala dagvattennätet. Beräkningar visar att den totala årliga föroreningsbelastningen för olika föroreningar blir mindre efter rening av den planerade ombyggnationen jämfört med befintliga förhållanden. Denna belastning bedöms inte påverka recipientens ekologiska och kemiska status vilket innebär att recipientens miljökvalitetsnormer inte påverkas. Eftersom växtbäddarna och stenkistan bidrar till fördröjning av dagvatten finns inget ytterligare fördröjningsbehov på fastigheten.

De dagvattenlösningar som föreslagits i denna rapport kan anses tillräckliga för att både fördröja och rena det dagvatten som uppkommer på fastigheten. De träd som planteras i växtbäddarna kommer att bidra till den renande funktionen. Eftersom träden också tar upp vatten kommer även dessa att bidra till fördröjning av dagvatten.

Då området ligger högt i terrängen bedöms fastigheten kunna hantera ett 100-årsregn utan risk för översvämning, med undantag för byggnadens garageinfart där extra hänsyn bör vidtas för att undvika skada på fastigheten. Inga ytterligare utredningar eller undersökningar bedöms behövas för fastigheten i nuläget och de förändringar som åsyftas bedöms leva upp till Huddinge kommuns dagvattenstrategi för hållbar dagvattenhantering.



12 REFERENSER 12.1 Otryckta källor

Georgiadis, Tomas (2017). Fastighetsägare Sterner Stenhus. Ellipsvägen 12, 14 175 Kungens kurva, muntligen under platsbesök (2017-03-23).

Lindberg (2017) Hans Lindberg. Företrädare för fastighetsägaren Sterner Stenhus. Mailkonversation (2017-08-30, 2017-09-07, 2017-09-28)

Pettersson (2017) Lisa Pettersson, projektingenjör på Stockholm Vatten och Avfall AB. Mailkonversation (2017-09-01, 2017-09-08)

Wajer, Roman (2017) Markentreprenör som anlagt stenkistan på fastigheten Cirkeln 2, muntligen telefonsamtal (2017-03-25).

12.2 Tryckta källor Blecken, G. (2016). Kunskapssammanställning Dagvattenrening. Svenskt Vatten

Utveckling. Svenskt Vatten AB. Rapport nr 2016-05. Huddinge kommun (2017b) Planbeskrivning, Samrådshandling – Detaljplan för

Cirkeln 2 i kommundelen Segeltorp. Kommunstyrelsens förvaltning, Samhällsbyggnadsavdelningen, 2017-06-26, NBF 2016-1295.

Riktvärdesgruppen (2009). Förslag till riktvärden för dagvattenutsläpp. Regionala dagvattennätverket i Stockholms län. Riktvärdesgruppen. Regionplane- och trafikkontoret Stockholms Läns landsting. Februari 2009.

Svenskt Vatten (2016). Avledning av dag--, drän-, och spillvatten – Funktionskrav, hydraulisk dimensionering och utformning av allmänna avloppssystem. Publikation P110. Utgåva 1, januari 2016. Tryck: åtta.45 AB, Stockholm. ISSN nr: 1651-4947. Copyright Svenskt Vatten AB.

12.3 Digitala källor Fridell, K. (2016). Regnbäddar i framtidens vattenresursförvaltning. 2016-04-17.

Malmö. Tengbomgruppen AB. URL: http://www.movium.slu.se/sites/default/files/course/11834/files/documentation/kent_fridell.pdf (2017-04-19)

Huddinge kommun (2013) Dagvattenstrategi för Huddinge kommun. Antagen av kommunfullmäktige 2013-03-04. Diarienummer: MN 2007-655. URL: https://www.huddinge.se/globalassets/_gemensamma/styrdokument-overgripande/strategi/dagvattenstrategi (2017-05-29)

Huddinge kommun (2017a) Checklista dagvattenutredning i planer (2017-05-08). URL: https://www.huddinge.se/globalassets/stadsplanering-och-trafik/for-dig-som-utforare/checklista-stor-dvnutredning-konsult-slutgiltig.pdf (2017-11-06)

Huddinge kommun (2017c) Huddinge Webbkarta URL: https://karta.huddinge.se/huddinge/Search.html#main=ctx:webbkarta;&LayerSwitcher=active:false;layers:;&Search=selecteecdLayer:;selectedLocation:Ellipsv%25C3%25A4gen%252012;&SearchResult=active:true;&BaseLayer=active:tomtkarta;&Map=lat:6569830.76498;lon:150264.8709885;zoom:2;&Standard=selectedTab:1;& (2017-06-29)



Larm, T & Pirard, J. (2010) Utredning av föroreningsinnehållet I Stockholms dagvatten. Stockholm, 2010-12-16. Sweco AB. URL: http://www.stockholmvattenochavfall.se/globalassets/pdf1/rapporter/dagvatten/fororeningsinnehall_dagvatten.pdf (2017-06-30)

Länsstyrelsen (2017a) Vattenskyddsområde inom Östra Mälaren för ytvattentäkterna Lovö, Norsborg, Görväln samt Skytteholm. Norrvatten, Ekerö kommun, Stockholm Vatten. URL: http://www.lansstyrelsen.se/stockholm/SiteCollectionDocuments/Sv/miljo-och-klimat/vatten-och-vattenanvandning/vattenskyddsomraden/karta-ostra-malaren-vattenskyddsomrade.pdf (2017-06-19)

Länsstyrelsen (2017b) Handlingar för Segeltorp torrläggningsföretag (AB_2_1747). URL: http://ext-dokument.lansstyrelsen.se/Stockholm/Landsbyggsprogrammet/Markavvattningsforetag/Handlingar/AB_2_1747.zip (2017-06-19)

Naturvårdsverket (2017) Bens(a)pyren och andra PAH:er – halter i luft och nedfall i regional bakgrund. Uppdaterad 21 november 2016. Sidansvarig: Helena Sabelström. URL: http://www.naturvardsverket.se/Sa-mar-miljon/Statistik-A-O/Bensapyren-och-andra-PAHer-halter-i-luft-nedfall-regional-bakgrund/ (2017-06-30)

SGU (2017) Sveriges geologiska undersökning - Kartgeneratorn, Jordarter skala 1:25 000. https://apps.sgu.se/kartvisare/kartvisare-jordarter-25-100.html (2017-04-11).

Stensen, B., Andréasson, J., Bergström, S., Dahné, J., Eklund, D., German, J., Gustavsson, H., Hallberg, K., Martinsson, S., Nerheim, S., Wern, L. (2010). Regional klimatsammanställning – Stockholms län. Rapport Nr 2010-78. URL: http://www.lansstyrelsen.se/stockholm/SiteCollectionDocuments/Sv/miljo-och-klimat/klimat-och-energi/klimatanpassning/klimatanpassningsprojekt/Regional-klimatsammanstallning-Lst-Stockholm.pdf (2017-04-21).

Stockholms stad (2017) Dagvatten PM Beräkningsmetodik för dagvattenflöde och föroreningstransport. Version 1.0. Stockholm Stad. URL: http://www.stockholmvattenochavfall.se/globalassets/dagvatten/pdf/pm_berakningsmetodik.pdf (2017-11-06)

StormTac (2017). StormTac database. Schablonvärden för föroreningar i dagvatten och basflöde. URL: http://www.stormtac.com/Downloads.php (2017-04-11)

Uppsala vatten (2017) Dagvattenhantering. En exempelsamling http://www.uppsalavatten.se/Global/Uppsala_vatten/Dokument/Rapporter%20och%20redovisningar/dagvatten_exempelsamling.pdf (2017-05-04)

VISS (2017) VattenInformationsSystemSverige. Länsstyrelsen. Mälaren-Rödstensfjärden. Senaste bedömning (2017-06-16 23:52 Förlängning av förvaltningscykel 2). URL: http://viss.lansstyrelsen.se/Waters.aspx?waterMSCD=WA63804254 (2017-11-06)



12.4 Ritningar Erik Möller Arkitekter AB. Ritningar: PDF:er och DWG-fil över bygghandling och

planunderlag. Bifogade filer via e-post ([email protected])([email protected])(2017-04-05).

Huddinge kommunarkiv. Servicecenter ([email protected]). Bifogade samtliga arkiverade VA-ritningar för fastigheten Cirkeln 2.

Stockholm Vatten Lägeskarta (2017). Lägeskarta från Stockholm Vatten och Avfall AB. (2017-07-10)

Open Street Map, Kartdata ©OpenStreetMap bidragsgivare. Länsstyrelsen (2017b) Länsstyrelsen webbGIS.

http://ext-webbgis.lansstyrelsen.se/Stockholm/Planeringsunderlag/ (2017-04-10).

Syvab Himmerfjärdsverket (2008) Sydvästra Storstockholmsregionen Himmerfjärdsverket huvudavlopp och transporttunnel. 2008-11-10.

13 BILAGOR Bilaga 1. Dimensionerande flöden Bilaga 2. Föroreningsberäkningar Bilaga 3. Beräkningar för stenkista Bilaga 4. Ifylld checklista Bilaga 5. Figur 2, 4 och 5 förtydligade.

Uppdragsledare Uppdragsnummer Ewa Lind/073-620 60 35 230 576 Datum Uppdragsnamn 2017-05-30 Rev2. 2017-09-13 Cirkeln 2

1(3)

Bilaga 1: Beräkningar dimensionerande regn, flöden och magasinering. Tabell 1 Rinnsträcka, vattenhastighet och rinntid för fastigheten

Rinnsträcka (meter) 56 Vattenhastighet (meter/sekund) 0,1 Rinntid (sekunder) 560 Rinntid (minuter) 9,333

Längsta rinnsträcka: från fastighetens norra vändzon till infart. Vattenhastighet för mark, tabell 4.5 P110, Svenskt Vatten AB Rinntid 9,333 avrundas upp till 10 min. Tabell 2 Regnintensiteter för tioårsregn samt hundraårsregn

Återkomsttid, varaktighet Regnintensitet (l/s, ha)

10år 10 min (s.129 P110) 235,5 100år 10 min (s.66 P110) 488,8

Bilaga 1


2(3)

Tabell 3 Områden, områdestyper, area, avrinningskoefficienter samt reducerade ytor för befintliga förhållanden.

Område Omr.typ Area (m2) Avrinningskoefficient Reducerade ytor (m2)

Hustak Tak 1650 0,9 1485 Cykelparkering Norr

Asfalt 146 0,8 116

Cykelparkering Syd

Asfalt 93 0,8 75

Ramp Betong 149 0,8 119 Parkering Syd Asfalt 633 0,8 507 Buskage NV Grönyta 45 0,1 5 Buskage N Grönyta 65 0,1 7 Parkering Norr Asfalt 1070 0,8 856 Buskage NÖ1 Grönyta 29 0,1 3 Buskage NÖ2 Grönyta 13 0,1 1 Lastkaj Betong 27 0,8 22 Parkering Öst Asfalt 776 0,8 620 Entre syd Betong 19 0,8 15 Gräsyta V Grönyta 242 0,1 24 Gräsyta Syd Grönyta 307 0,1 31

Summa 5265 3886

Bilaga 1


3(3)

Tabell 4 Områden, områdestyper, area, avrinningskoefficienter samt reducerade ytor för planerade förhållanden

Område Omr.typ Area (m2) Avrinningskoefficient Reducerade ytor m2

Hustak Tak 1650 0,9 1485 Cykelparkering Norr Asfalt 90 0,8 72 Cykelparkering Syd Asfalt 93 0,8 75 Ramp Betong 149 0,8 119 Parkering Syd Asfalt 565 0,8 452 Buskage NV Grönyta 58 0,1 6 Parkering Norr Asfalt 1208 0,8 966 Växtbädd NO1 Grönyta 38 0,1 4 Växtbädd NO2 Grönyta 10 0,1 1 Lastkaj Betong 27 0,8 22 Parkering Öst Asfalt 741 0,8 593 Entre syd Betong 19 0,8 15 Gräsyta V Grönyta 242 0,1 24 Gräsyta syd Grönyta 264 0,1 26 Växtbädd Öst 1 Grönyta 35 0,1 3 Växtbädd Öst 2 Grönyta 26 0,1 3 Växtbädd syd Grönyta 49 0,1 5 Summa 5265 3872

Dimensionerade flöden = Regnintensitet * Reducerad area Klimatfaktor: 1,25 Tabell 5 Dimensionerande flöden enligt rationella metoden för befintliga förhållanden och för planerade förhållanden

Bygglov Planunderlag Dimensionerande regn Dimensionerande flöde (l/s) dimensionerande flöde (l/s)

10 år 92 91 10 år (+klimatfaktor 25%) 114 114 100 år 190 189 100 år (+klimatfaktor 25%) 237 237

Avrinningskoefficienter från P110, Svenskt Vatten AB

Bilaga 1

Upp

dragsle

dare

Upp

drag

snum

mer

Ewa

Lind

/073

-620

60

35

230

576

Dat

um

Upp

drag

snam

n20

17-0

5-30

Rev

2. 2

017-

09-1

3 C

irkel

n 2

1(7)

Bila

ga 2

För

oren

ings

berä

knin

gar

Tabe

ll 1

Scha

blon

värd

en fö

r dag

vatte

n fr

ån S

torm

Tac

P N

Pb

C

u Z

n C

d C

r N

i H

g SS

oi

l PA

H16

B

aP

Om

råde

styp

Fo

sfor

K

väve

B

ly

Kop

par

Zin

k K

adm

ium

K

rom

N

icke

l K

vick

silv

er

Susp

ende

rad

subs

tans

O

lja

Poly

cykl

iska

ar

omat

iska

kol

väte

n 16

Ben

so(a

)pyr

en

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

Park

erin

g 10

0 11

00

30

40

140

0,45

15

4

0,05

14

0000

80

0 1,

7 0,

06

Taky

ta

90

1800

2,

6 7,

5 28

0,

8 4

4,5

0,00

5 25

000

0 0,

44

0,01

Gån

g-oc

h cy

kelv

äg

150

2000

3,

5 23

33

0,

3 7

3,96

74

0,08

74

00

770

0,13

0,

01

Bet

ongp

latta

88

20

00

2,8

17

33

0,19

3,

6 2,

2 0,

045

8700

38

5 1

0,01

Grä

syta

16

0 11

00

6 15

27

,5

0,3

2,5

1,25

0,

0125

47

000

200

0 0

Tabe

ll 2

Scha

blon

värd

en fö

r bas

flöde

från

Sto

rmTa

c

Om

råde

styp

P

N

Pb

Cu

Zn

Cd

Cr

Ni

Hg

SS

Olja

PA

H16

B

aP

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

ug/l

Taky

ta

20,5

87

5 0,

5 5

10

0,02

5 0,

5 1

0,00

2 12

00

50

0 0

Park

erin

g 29

,01

962,

66

3,61

11

,04

46,8

7 0,

04

2,49

2,

16

0,02

34

866,

90

137,

50

0,14

0,

01

Grä

syta

10

3,12

99

1,75

0,

76

6,68

14

,19

0,04

1,

05

1,04

0,

01

7094

,35

87,1

9 0,

00

0,00

B

eton

g 20

,5

875

0,5

5 10

0,

025

0,5

1 0,

002

1200

50

0

0 C

ykel

-gån

gväg

20

,5

875

0,5

5 10

0,

025

0,5

1 0,

002

1200

50

0

0

Bila

ga 2

Upp

dragsle

dare

Upp

drag

snum

mer

Ew

a Li

nd/0

73-6

20 6

0 35

23

0 57

6 D

atum

U

ppdr

agsn

amn

2017

-05-

30 R

ev2.

201

7-09

-13

Cirk

eln

2

2(7)

Tabe

ll 3

Före

slag

na ri

ktvä

rden

för d

agva

ttenf

öror

enin

gar (

Niv

å 2M

)(Sv

ensk

t Vat

ten

rapp

ort 2

010-

06)

Äm

ne

Fosf

or

Kvä

ve

Bly

K

oppa

r Z

ink

Kad

miu

m

Kro

m

Nic

kel

Kvi

cksi

lver

Su

spen

dera

d su

bsta

ns

Olja

B

enso

(a)p

yren

Enh

et

µg/l

m

g/l

µg/l

µg

/l

µg/l

µg

/l

µg/l

µg

/l

µg/l

m

g/l

mg/

l µg

/l

Rik

tvär

desg

rupp

2M

17

5 2,

5 10

30

90

0,

5 15

30

0,

07

60

0,7

0,07

Års

med

elflö

de: 6

28 l/

m2 å

r (en

ligt S

MH

I 201

0)

Bila

ga 2

Upp

dragsle

dare

Upp

drag

snum

mer

Ew

a Li

nd/0

73-6

20 6

0 35

23

0 57

6 D

atum

U

ppdr

agsn

amn

2017

-05-

30 R

ev2.

201

7-09

-13

Cirk

eln

2

3(7)

Tabe

ll 4

Föro

reni

ngsm

ängd

er i

dagv

atte

n fö

r bef

intli

ga fö

rhål

land

en

Dag

vatt

en

Ytt

yp

(Sto

rmT

ac)

flöde

(m

3 /år)

P (g

/år)

N

(g/å

r)

Pb

(g/å

r)

Cu

(g/å

r)

Zn

(g/å

r)

Cd

(g/å

r)

Cr

(g/å

r)

Ni

(g/å

r)

Hg

(g/å

r)

SS (g

/år)

O

lja

(g/å

r)

PAH

16

(g/å

r)

BA

P (g

/år)

Hus

tak

Tak

933

83,9

3 16

78,5

9 2,

42

6,99

26

,11

0,75

3,

73

4,20

0,

00

2331

3,71

0,

00

0,41

0,

01

Cyk

elpa

rker

ing

Nor

r G

ång-

Cyk

elvä

g 73

10

,97

146,

30

0,26

1,

68

2,41

0,

02

0,51

0,

29

0,01

54

1,30

56

,32

0,01

0,

00

Cyk

elpa

rker

ing

Syd

Gån

g-C

ykel

väg

47

7,03

93

,78

0,16

1,

08

1,55

0,

01

0,33

0,

19

0,00

34

7,00

36

,11

0,01

0,

00

Ram

p B

eton

g 75

6,

60

149,

96

0,21

1,

27

2,47

0,

01

0,27

0,

16

0,00

65

2,32

28

,87

0,07

0,

00

Park

erin

g Sy

d Pa

rker

ing

318

31,8

2 35

0,02

9,

55

12,7

3 44

,55

0,14

4,

77

1,27

0,

02

4454

8,35

25

4,56

0,

54

0,02

B

uska

ge N

V

Grä

syta

3

0,45

3,

12

0,02

0,

04

0,08

0,

00

0,01

0,

00

0,00

13

3,52

0,

57

0,00

0,

00

Bus

kage

N

Grä

syta

4

0,66

4,

51

0,02

0,

06

0,11

0,

00

0,01

0,

01

0,00

19

2,67

0,

82

0,00

0,

00

Park

erin

g N

orr

Park

erin

g 53

7 53

,74

591,

17

16,1

2 21

,50

75,2

4 0,

24

8,06

2,

15

0,03

75

239,

52

429,

94

0,91

0,

03

Bus

kage

NÖ

1 G

räsy

ta

2 0,

29

1,97

0,

01

0,03

0,

05

0,00

0,

00

0,00

0,

00

84,3

5 0,

36

0,00

0,

00

Bus

kage

NÖ

2 G

räsy

ta

1 0,

13

0,91

0,

00

0,01

0,

02

0,00

0,

00

0,00

0,

00

38,7

5 0,

16

0,00

0,

00

Last

kaj

Bet

ong

14

1,20

27

,22

0,04

0,

23

0,45

0,

00

0,05

0,

03

0,00

11

8,43

5,

24

0,01

0,

00

Park

erin

g Ö

st

Park

erin

g 39

0 38

,97

428,

62

11,6

9 15

,59

54,5

5 0,

18

5,84

1,

56

0,02

54

552,

15

311,

73

0,66

0,

02

Entre

syd

Bet

ong

10

0,85

19

,36

0,03

0,

16

0,32

0,

00

0,03

0,

02

0,00

84

,23

3,73

0,

01

0,00

G

räsy

ta V

G

räsy

ta

15

2,44

16

,75

0,09

0,

23

0,42

0,

00

0,04

0,

02

0,00

71

5,60

3,

05

0,00

0,

00

Grä

syta

Syd

G

räsy

ta

19

3,09

21

,22

0,12

0,

29

0,53

0,

01

0,05

0,

02

0,00

90

6,81

3,

86

0,00

0,

00

SUM

MA

2440

24

2,16

35

33,5

2 40

,74

61,9

0 20

8,87

1,

37

23,7

1 9,

93

0,08

20

1468

,71

1135

,31

2,64

0,

09

Bila

ga 2

Upp

dragsle

dare

Upp

drag

snum

mer

Ew

a Li

nd/0

73-6

20 6

0 35

23

0 57

6 D

atum

U

ppdr

agsn

amn

2017

-05-

30 R

ev2.

201

7-09

-13

Cirk

eln

2

4(7)

Tabe

ll 5

Föro

reni

ngsm

ängd

er i

basf

löde

för b

efin

tliga

förh

ålla

nden

Bas

flöde

Y

ttyp

(S

torm

Tac

) Fl

öde

m3 /å

r P (g

/år)

N

(g

/år)

Pb

(g

/år)

C

u (g

/år)

Z

n (g

/år)

C

d (g

/år)

C

r (g

/år)

N

i (g

/år)

H

g (g

/år)

SS

(g

/år)

O

lja

(g/å

r)

PAH

16

(g/å

r)

BA

P (g

/år)

H

usta

k Ta

k 66

,76

1,37

58

,41

0,03

0,

33

0,67

0,

00

0,03

0,

07

0,00

80

,11

3,34

0,

00

0,00

C

ykel

park

erin

g N

orr

Gån

g-C

ykel

väg

6,69

0,

14

5,85

0,

00

0,03

0,

07

0,00

0,

00

0,01

0,

00

8,02

0,

33

0,00

0,

00

Cyk

elpa

rker

ing

Syd

Gån

g-C

ykel

väg

4,29

0,

09

3,75

0,

00

0,02

0,

04

0,00

0,

00

0,00

0,

00

5,14

0,

21

0,00

0,

00

Ram

p B

eton

g 6,

85

0,14

6,

00

0,00

0,

03

0,07

0,

00

0,00

0,

01

0,00

8,

22

0,34

0,

00

0,00

Pa

rker

ing

Syd

Park

erin

g 29

,08

0,84

28

,00

0,11

0,

32

1,36

0,

00

0,07

0,

06

0,00

10

14,0

7 4,

00

0,00

0,

00

Bus

kage

NV

G

räsy

ta

3,81

0,

39

3,77

0,

00

0,03

0,

05

0,00

0,

00

0,00

0,

00

27,0

0 0,

33

0,00

0,

00

Bus

kage

N

Grä

syta

5,

49

0,57

5,

45

0,00

0,

04

0,08

0,

00

0,01

0,

01

0,00

38

,96

0,48

0,

00

0,00

Pa

rker

ing

Nor

r Pa

rker

ing

49,1

2 1,

42

47,2

9 0,

18

0,54

2,

30

0,00

0,

12

0,11

0,

00

1712

,71

6,75

0,

01

0,00

B

uska

ge N

Ö1

Grä

syta

2,

40

0,25

2,

38

0,00

0,

02

0,03

0,

00

0,00

0,

00

0,00

17

,06

0,21

0,

00

0,00

B

uska

ge N

Ö2

Grä

syta

1,

10

0,11

1,

10

0,00

0,

01

0,02

0,

00

0,00

0,

00

0,00

7,

84

0,10

0,

00

0,00

La

stka

j B

eton

g 1,

24

0,03

1,

09

0,00

0,

01

0,01

0,

00

0,00

0,

00

0,00

1,

49

0,06

0,

00

0,00

Pa

rker

ing

Öst

Pa

rker

ing

35,6

2 1,

03

34,2

9 0,

13

0,39

1,

67

0,00

0,

09

0,08

0,

00

1241

,79

4,90

0,

01

0,00

En

tre sy

d B

eton

g 0,

88

0,02

0,

77

0,00

0,

00

0,01

0,

00

0,00

0,

00

0,00

1,

06

0,04

0,

00

0,00

G

räsy

ta V

G

räsy

ta

20,4

0 2,

10

20,2

3 0,

02

0,14

0,

29

0,00

0,

02

0,02

0,

00

144,

72

1,78

0,

00

0,00

G

räsy

ta S

yd

Grä

syta

25

,85

2,67

25

,64

0,02

0,

17

0,37

0,

00

0,03

0,

03

0,00

18

3,39

2,

25

0,00

0,

00

SUM

MA

259,

59

11,1

7 24

4,01

0,

50

2,08

7,

04

0,01

0,

39

0,39

0,

00

4491

,60

25,1

4 0,

02

0,00

Bila

ga 2

Upp

dragsle

dare

Upp

drag

snum

mer

Ew

a Li

nd/0

73-6

20 6

0 35

23

0 57

6 D

atum

U

ppdr

agsn

amn

2017

-05-

30 R

ev2.

201

7-09

-13

Cirk

eln

2

5(7)

Tabe

ll 6

Föro

reni

ngsm

ängd

er i

dagv

atte

n fö

r pla

nera

de fö

rhål

land

en (f

öre

reni

ng)

Om

råde

Y

ta

flöde

(m

3 /år)

P (g

/år)

N

(g

/år)

Pb

(g

/år)

C

u (g

/år)

Z

n (g

/år)

C

d (g

/år)

C

r (g

/år)

N

i (g

/år)

H

g (g

/år)

SS

(g/å

r)

Olja

(g

/år)

PA

H16

(g

/år)

B

AP

(g/å

r)

Hus

tak

Tak

932,

5 83

,93

1678

,59

2,42

6,

99

26,1

1 0,

75

3,73

4,

20

0,00

23

313,

71

0,00

0,

41

0,01

C

ykel

park

erin

g N

orr

Asf

alt

45,4

6,

81

90,8

3 0,

16

1,04

1,

50

0,01

0,

32

0,18

0,

00

336,

09

34,9

7 0,

01

0,00

C

ykel

park

erin

g Sy

d A

sfal

t 46

,9

7,03

93

,75

0,16

1,

08

1,55

0,

01

0,33

0,

19

0,00

34

6,87

36

,09

0,01

0,

00

Ram

p B

eton

g 75

,0

6,60

14

9,96

0,

21

1,27

2,

47

0,01

0,

27

0,16

0,

00

652,

32

28,8

7 0,

07

0,00

Pa

rker

ing

Syd

Asf

alt

284,

1 28

,41

312,

47

8,52

11

,36

39,7

7 0,

13

4,26

1,

14

0,01

39

769,

38

227,

25

0,48

0,

02

Bus

kage

NV

G

röny

ta

3,6

0,58

3,

99

0,02

0,

05

0,10

0,

00

0,01

0,

00

0,00

17

0,63

0,

73

0,00

0,

00

Park

erin

g N

orr

Asf

alt

606,

9 60

,69

667,

56

18,2

1 24

,27

84,9

6 0,

27

9,10

2,

43

0,03

84

962,

43

485,

50

1,03

0,

04

Väx

tbäd

d N

O1

Grö

nyta

2,

4 0,

38

2,59

0,

01

0,04

0,

06

0,00

0,

01

0,00

0,

00

110,

69

0,47

0,

00

0,00

V

äxtb

ädd

NO

2 G

röny

ta

0,7

0,10

0,

72

0,00

0,

01

0,02

0,

00

0,00

0,

00

0,00

30

,76

0,13

0,

00

0,00

La

stka

j B

eton

g 13

,6

1,20

27

,22

0,04

0,

23

0,45

0,

00

0,05

0,

03

0,00

11

8,43

5,

24

0,01

0,

00

Park

erin

g Ö

st

Asf

alt

372,

2 37

,22

409,

43

11,1

7 14

,89

52,1

1 0,

17

5,58

1,

49

0,02

52

109,

38

297,

77

0,63

0,

02

Entre

syd

Bet

ong

9,7

0,85

19

,36

0,03

0,

16

0,32

0,

00

0,03

0,

02

0,00

84

,23

3,73

0,

01

0,00

G

räsy

ta V

G

röny

ta

15,2

2,

44

16,7

5 0,

09

0,23

0,

42

0,00

0,

04

0,02

0,

00

715,

60

3,05

0,

00

0,00

G

räsy

ta sy

d G

röny

ta

16,6

2,

65

18,2

4 0,

10

0,25

0,

46

0,00

0,

04

0,02

0,

00

779,

13

3,32

0,

00

0,00

V

äxtb

ädd

Öst

1

Grö

nyta

2,

2 0,

35

2,40

0,

01

0,03

0,

06

0,00

0,

01

0,00

0,

00

102,

51

0,44

0,

00

0,00

V

äxtb

ädd

Öst

2

Grö

nyta

1,

6 0,

26

1,76

0,

01

0,02

0,

04

0,00

0,

00

0,00

0,

00

75,3

0 0,

32

0,00

0,

00

Väx

tbäd

d sy

d G

röny

ta

3,1

0,49

3,

40

0,02

0,

05

0,08

0,

00

0,01

0,

00

0,00

14

5,16

0,

62

0,00

0,

00

Sum

ma

24

31,6

23

9,99

34

99,0

3 41

,19

61,9

9 21

0,49

1,

37

23,7

9 9,

89

0,08

20

3822

,61

1128

,48

2,67

0,

09

Bila

ga 2

Upp

dragsle

dare

Upp

drag

snum

mer

Ew

a Li

nd/0

73-6

20 6

0 35

23

0 57

6 D

atum

U

ppdr

agsn

amn

2017

-05-

30 R

ev2.

201

7-09

-13

Cirk

eln

2

6(7)

Tabe

ll 7

Föro

reni

ngsm

ängd

er fr

ån b

asflö

de fö

r pla

nera

de fö

rhål

land

en

Om

råde

Y

ta

flöde

(m

3 /år)

P (g

/år)

N

(g

/år)

Pb

(g

/år)

C

u (g

/år)

Z

n (g

/år)

C

d (g

/år)

C

r (g

/år)

N

i (g

/år)

H

g (g

/år)

SS

(g/å

r)

Olja

(g

/år)

PA

H16

(g

/år)

B

AP

(g/å

r)

Hus

tak

Tak

66,8

1,

4 58

,4

0,0

0,3

0,7

0,0

0,0

0,1

0,0

80,1

3,

3 0,

0 0,

0 C

ykel

park

erin

g N

orr

Asf

alt

4,2

0,1

3,6

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

5,0

0,2

0,0

0,0

Cyk

elpa

rker

ing

Syd

Asf

alt

4,3

0,1

3,7

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

5,1

0,2

0,0

0,0

Ram

p B

eton

g 6,

9 0,

1 6,

0 0,

0 0,

0 0,

1 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 8,

2 0,

3 0,

0 0,

0 Pa

rker

ing

Syd

Asf

alt

26,0

0,

8 25

,0

0,1

0,3

1,2

0,0

0,1

0,1

0,0

905,

3 3,

6 0,

0 0,

0 B

uska

ge N

V

Grö

nyta

4,

9 0,

5 4,

8 0,

0 0,

0 0,

1 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 34

,5

0,4

0,0

0,0

Park

erin

g N

orr

Asf

alt

55,5

1,

6 53

,4

0,2

0,6

2,6

0,0

0,1

0,1

0,0

1934

,0

7,6

0,0

0,0

Väx

tbäd

d N

O1

Grö

nyta

3,

2 0,

3 3,

1 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 22

,4

0,3

0,0

0,0

Väx

tbäd

d N

O2

Grö

nyta

0,

9 0,

1 0,

9 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 6,

2 0,

1 0,

0 0,

0 La

stka

j B

eton

g 1,

2 0,

0 1,

1 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 1,

5 0,

1 0,

0 0,

0 Pa

rker

ing

Öst

A

sfal

t 34

,0

1,0

32,8

0,

1 0,

4 1,

6 0,

0 0,

1 0,

1 0,

0 11

86,2

4,

7 0,

0 0,

0 En

tre sy

d B

eton

g 0,

9 0,

0 0,

8 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 1,

1 0,

0 0,

0 0,

0 G

räsy

ta V

G

röny

ta

20,4

2,

1 20

,2

0,0

0,1

0,3

0,0

0,0

0,0

0,0

144,

7 1,

8 0,

0 0,

0 G

räsy

ta sy

d G

röny

ta

22,2

2,

3 22

,0

0,0

0,1

0,3

0,0

0,0

0,0

0,0

157,

6 1,

9 0,

0 0,

0 V

äxtb

ädd

Öst

1

Grö

nyta

2,

9 0,

3 2,

9 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 20

,7

0,3

0,0

0,0

Väx

tbäd

d Ö

st 2

G

röny

ta

2,1

0,2

2,1

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

0,0

15,2

0,

2 0,

0 0,

0 V

äxtb

ädd

syd

Grö

nyta

4,

1 0,

4 4,

1 0,

0 0,

0 0,

1 0,

0 0,

0 0,

0 0,

0 29

,4

0,4

0,0

0,0

Sum

ma

26

0,3

11,3

24

5,0

0,5

2,1

7,1

0,0

0,4

0,4

0,0

4557

,2

25,4

0,

0 0,

0

Bila

ga 2

Upp

dragsle

dare

Upp

drag

snum

mer

Ew

a Li

nd/0

73-6

20 6

0 35

23

0 57

6 D

atum

U

ppdr

agsn

amn

2017

-05-

30 R

ev2.

201

7-09

-13

Cirk

eln

2

7(7)

Tabe

ll 8

Sum

mer

ade

föro

reni

ngsm

ängd

er (d

agva

tten

och

basf

löde

) för

pla

nera

de fö

rhål

land

en m

ed k

orre

spon

dera

nde

konc

entr

atio

ner.

Fl

öde

(m3 /å

r)

P (g/å

r)

N

(g/å

r)

Pb

(g/å

r)

Cu

(g/å

r)

Zn

(g/å

r)

Cd

(g/å

r)

Cr

(g/å

r)

Ni

(g/å

r)

Hg

(g/å

r)

SS (g

/år)

O

lja

(g/å

r)

PAH

16

(g/å

r)

BA

P (g

/år)

Dag

vatte

n

2431

,58

239,

99

3499

,03

41,1

9 61

,99

210,

49

1,37

23

,79

9,89

0,

08

2038

22,6

1 11

28,4

8 2,

67

0,09

B

asflö

de

260,

34

11,3

4 24

5,01

0,

51

2,10

7,

11

0,01

0,

39

0,40

0,

00

4557

,24

25,3

8 0,

02

0,00

Su

mm

a 26

91,9

2 25

1,32

37

44,0

4 41

,69

64,0

9 21

7,60

1,

38

24,1

8 10

,29

0,08

20

8379

,85

1153

,86

2,68

0,

09

Kon

cent

ratio

n (µ

g/l )

93

,36

1390

,84

15,4

9 23

,81

80,8

4 0,

51

8,98

3,

82

0,03

77

409,

39

428,

64

1,00

0,

03

Tabe

ll 9

Reni

ngsg

rade

r i p

roce

nt fö

r väx

tbäd

dar (

Blec

ken,

201

6).

Äm

ne

P (g

/år)

N

(g

/år)

Pb

(g

/år)

C

u (g

/år)

Z

n (g

/år)

C

d (g

/år)

C

r (g

/år)

N

i (g

/år)

H

g (g

/år)

SS

(g

/år)

O

lja

(g/å

r)

PAH

16

(g/å

r)

BA

P (g

/år)

R

enin

gsgr

ad

70%

50

%

80%

80

%

80%

80

%

80%

80

%

80%

80

%

osäk

er

osäk

er

osäk

er

Tabe

ll 10

Sum

mer

ade

föro

reni

ngsm

ängd

er e

fter r

enin

g av

pla

nera

de fö

rhål

land

en m

ed h

jälp

av

växt

bädd

ar a

v pa

rker

ing

norr

, par

keri

ng ö

st o

ch p

arke

ring

syd

med

ko

rres

pond

eran

de k

once

ntra

tione

r.

Fl

öde

(m3 /å

r)

P (g/å

r)

N (g

/år)

Pb

(g

/år)

C

u (g

/år)

Z

n (g

/år)

C

d (g

/år)

C

r (g

/år)

N

i (g

/år)

H

g (g

/år)

SS

(g/å

r)

Olja

(g

/år)

PA

H16

(g

/år)

B

AP

(g/å

r)

Dag

vatte

n

2431

,58

151,

57

2804

,30

10,8

7 21

,57

69,0

1 0,

92

8,63

5,

85

0,03

62

349,

66

1128

,48

2,67

0,

09

Bas

flöde

26

0,34

11

,34

245,

01

0,51

2,

10

7,11

0,

01

0,39

0,

40

0,00

45

57,2

4 25

,38

0,02

0,

00

Sum

ma

2691

,92

162,

90

3049

,30

11,3

8 23

,67

76,1

3 0,

93

9,03

6,

24

0,03

66

906,

89

1153

,86

2,68

0,

09

Kon

cent

ratio

n (µ

g/l )

60

,51

1132

,76

4,23

8,

79

28,2

8 0,

34

3,35

2,

32

0,01

24

854,

71

428,

64

1,00

0,

03

Kon

cent

ratio

n (µ

g/l)

= M

ängd

(g/å

r) *

10^

6 / (

Tota

lt flö

de (m

3 /år)

* 1

000)

Bila

ga 2

Uppdragsledare Uppdragsnummer Ewa Lind/073-620 60 35 230 576 Datum Uppdragsnamn 2017-05-30 Rev2 2017-09-13 Cirkeln 2

1(1)

Bilaga 3 Beräkningar stenkista Tabell 1 Mått för stenkista enligt bygglovshandling (Erik Möller Arkitekter AB).

Enhet Värde

Area (m2) 120 Djup (m) 0,35 Volym (m3) 42

Tabell 2 Ytor som avrinner till stenkista.

Område Reducerad area (m2)

Parkering syd

506,69

Entré syd 15,42 Summa 522,11

Tabell 3 Porvolym för stenkista och resulterande magasinsvolym.

Porositet m3

50% 21

40% 16,8 30% 12,6

Bilaga 3

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35

Dat

um

2017

-05-

30 R

ev-3

. 201

7-11

-08

Geo

veta

AB

B

ilaga

4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35D

atum

20

17-0

5-30

Rev

-3. 2

017-

11-0

8G

eove

ta A

B

Bila

ga 4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35D

atum

20

17-0

5-30

Rev

-3. 2

017-

11-0

8G

eove

ta A

B

Bila

ga 4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35D

atum

20

17-0

5-30

Rev

-3. 2

017-

11-0

8G

eove

ta A

B

Bila

ga 4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35D

atum

20

17-0

5-30

Rev

-3. 2

017-

11-0

8G

eove

ta A

B

Bila

ga 4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35D

atum

20

17-0

5-30

Rev

-3. 2

017-

11-0

8G

eove

ta A

B

Bila

ga 4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35D

atum

20

17-0

5-30

Rev

-3. 2

017-

11-0

8G

eove

ta A

B

Bila

ga 4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35D

atum

20

17-0

5-30

Rev

-3. 2

017-

11-0

8G

eove

ta A

B

Bila

ga 4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35D

atum

20

17-0

5-30

Rev

-3. 2

017-

11-0

8G

eove

ta A

B

Bila

ga 4

Upp

drag

snum

mer

230

576

Upp

drag

snam

n C

irkel

n 2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35

Dat

um

2017

-05-

30 R

ev-3

. 201

7-11

-08

Geo

veta

AB

Fi

gur 2

B

ilaga

5

Upp

drag

snum

mer

23

0 57

6 U

ppdr

agsn

amn

Cirk

eln

2

Upp

drag

sled

are

Ewa

Lind

/073

-620

60

35

Dat

um

2017

-05-

30 R

ev-3

. 201

7-11

-08

Geo

veta

AB

Fi

gur 4

B

ilaga

5

Upp

drag

snum

mer

23

0 57

6 U

ppdr

agsn

amn

Cirk

eln

2

UppdragsledareEwa Lind/073-620 60 35Datum2017-05-30 Rev-3. 2017-11-08

Geoveta ABFigur 5Bilaga 5

Uppdragsnummer230 576

UppdragsnamnCirkeln 2

TJÄNSTEUTLÅTANDE NATUR- OCH BYGGNADSFÖRVALTNINGEN

1 (6)

Datum Diarienummer 2018-04-17 TN-2018/37.182

Handläggare Igor Rankovic 08- 535 364 18 [email protected]

Tillsynsnämnden

Delårsrapport per den 31 mars 2018 för tillsynsnämnden

Förslag till beslut Tillsynsnämnden godkänner förvaltningens förslag till delårsrapport per den 31 mars 2018 för tillsynsnämnden och överlämnar den till kommunstyrelsen.

Sammanfattning Natur- och byggnadsförvaltningen har arbetat fram ett förslag till delårsrapport per den 31 mars 2018 för tillsynsnämnden.

Arbetet med utvecklingsåtaganden under årets första månader har löpt enligt plan, med två undantag. Prognosen för årets utvecklingsåtaganden är att arbetet kommer att kunna genomföras planenligt. Införandet av ett aktivitetsbaserat arbetssätt på förvaltningen inför flytten och omsättningen av personal har inneburit en utmaning och medfört en arbetsintensiv period under årets första kvartal.

Det ekonomiska utfallet för driftbudgeten visar en negativ avvikelse motsvarande 1 295 tkr. Prognosen för året gällande tillsynsnämndens driftbudget visar på en budget i balans.

Natur- och byggnadsförvaltningen föreslår att nämnden godkänner bilagd delårsrapport per den 31 mars 2018 för tillsynsnämnden.

Beskrivning av ärendet Natur- och byggnadsförvaltningen har arbetat fram ett förslag till delårsrapport per den 31 mars 2018 för tillsynsnämnden.

Arbetet med utvecklingsåtaganden under årets första månader har löpt enligt plan, med två undantag. Utifrån nämndens mål i verksamhetsplanen har förutsättningar skapats för att möta digitaliseringens och den nya dataskyddsordningens krav på bland annat ökad transparens, öppenhet och tillgänglighet för medborgarna utan att kärnverksamheten påverkas. Tillsynsnämndens sju av nio utvecklingsåtaganden löper enligt plan eller har planenligt inte påbörjats under årets första kvartal. Nämndens utvecklingsåtagande gällande arbetet med att införa e-arkiv, som leds av kommunstyrelsens förvaltning, har förlängts och implementeringsprocessen beräknas starta under hösten 2018. Utvecklingsåtagandet gällande digitalisering av nämndens arkiv avviker från

HUDDINGE KOMMUN

Postadress

Besök Tfn 08-535 300 00

[email protected] Huddinge kommun

Natur- och byggnadsförvaltningen 141 85 Huddinge

Kommunalvägen 28 Tfn vxl 08-535 300 00 www.huddinge.se


2 (6)


tidsplanen eftersom investeringsmedel som finns beviljade inte går att använda för skanning av handlingar pga. att detta inte kunde redovisas som investeringspost.

Utifrån statusen för utvecklingsåtaganden per den 31 mars 2018 som i stort sett löper planenligt gör förvaltningen bedömningen att arbetet kommer att kunna genomföras i planerad omfattning under året med undantag för digitaliseringen av nämndens arkiv.

Denna bedömning förutsätter att införandet av ett aktivitetsbaserat arbetssätt på natur- och byggnadsförvaltningen inför flytten löper enligt plan samt att omsättning av personal och arbetsbelastningen inom basuppdraget inte tilltar.

Förvaltningens synpunkter

Bra att leva och bo Tillsynsnämndens båda utvecklingsåtaganden knutna till målet löper enligt plan. Förvaltningen deltar i kommungemensamma samhällsbyggnadsprocesser knutna till det övergripande målet. Utvecklingsåtagandet gällande att genomföra en konsekvens- och åtgärdsanalys av kommunens verksamheter med hänsyn till den förväntade befolkningsökningen löper planenligt.

Utbildning med hög kvalitet Tillsynsnämnden har inte antagit några delmål eller några särskilda prioriteringar eller utvecklingsåtaganden knutna till det övergripande målet ”utbildning med hög kvalitet” eftersom det berör utbildningsnämndens verksamhetsområden.

Fler i jobb Nämndens arbete för ett förbättrat näringslivsklimat består av ett antal olika åtgärder som löper enligt plan eller planenligt inte har påbörjats under första kvartalet. Dessa är bland annat beslutsunderlag för ett nytt arbetssätt som är ett slags snabbservice för företagare, eller s.k. "dukat bord”. Dessutom bidrar nämnden till ökad arbetsförsörjning till exempel genom att erbjuda praktikplatser.

God omsorg för individen Tillsynsnämnden har inte antagit några delmål eller några särskilda prioriteringar eller utvecklingsåtaganden knutna till det övergripande målet ”god omsorg för individen” eftersom det inte berör nämndens verksamhetsområden.

Ekosystem i balans Tillsynsnämnden har inte antagit några delmål eller några särskilda prioriteringar eller utvecklingsåtaganden knutna till det övergripande målet ”ekosystem i balans” under 2018.

Systematisk kvalitetsutveckling Två av tre utvecklingsåtaganden som pågår på kommunövergripande nivå, implementering av system för uppföljning- och processtyrning (DigiPUFF) samt klassificering av kommunens processer (HUDDklassa), löper enligt plan medan det tredje, införandet av e-arkiv, avviker från planen och har förlängts. Ytterligare


3 (6)


två utvecklingsåtaganden gällande kravenlig implementering av åtgärder knutna till dataskyddsförordningen och tydliggörandet av basuppdraget löper enligt plan. Utvecklingsåtagandet gällande digitalisering av nämndens arkiv kommer inte att genomföras eftersom investeringsmedel som finns beviljade inte går att använda för skanning av handlingar på grund av att detta inte kan redovisas som investeringspost.

Sammantaget löper fyra av sex utvecklingsåtaganden gällande målet ”systematisk kvalitetsarbete” enligt plan eller har planenligt inte påbörjats under första kvartalet. Ytterligare ett utvecklingsåtagande har förlängts medan utvecklingsåtagandet gällande digitalisering av nämndens arkiv inte kommer att genomföras.

Attraktiv arbetsgivare Tillsynsnämnden har inte antagit några delmål eller några särskilda prioriteringar eller utvecklingsåtaganden knutna till det övergripande målet ”attraktiv arbetsgivare” under 2018.

Sund ekonomi Tillsynsnämnden har inga utvecklingsåtaganden knutna till målet sund ekonomi under 2018 men nämnden deltar i det kommungemensamma arbetet med att genomföra förslag i ärendet ”Strategier för långsiktig finansiering i Huddinge kommunkoncern”. Dessutom har nämnden genomfört en översyn och justering av taxan där nya taxor trädde i kraft 2017. Med anledning av den nya taxan har nämnden inventerat och klassat in ett stort antal tillsynspliktiga verksamheter som tidigare inte funnits i nämndens register.


4 (6)


Resultaträkning

HELÅR

PERIOD JAN-MAR

Driftredovisning, tkr Budget Prognos Avvik Åtgärder

Avvikelse efter

åtgärder Utfall Ack Avvik

progn-

Budget utfall-

helår helår budget

budget Verksamhet

Taxor och avgifter 13 050 13 050 0

0 1 324 3 263 -1 939

Försäljning av verksamhet 0 0 0

0 0 0 0 Bidrag 0 0 0

0 0 0 0

Övriga intäkter 0 0 0

0 0 0 0 Intern resursfördelning 0 0 0

0 0 0 0

Verksamhetens intäkter 13 050 13 050 0 0,0 0 1 324 3263 -1939

Personal -17 397 -17 397 0

0 -3 888 -4 393 505 Lokaler -727 -727 0

0 -191 -182 -9

Bidrag kostnader 0 0 0

0 0 0 0 Köp av verksamhet 0 0 0

0 0 0 0

Konsulter och inhyrd personal -195 -195 0

0 -59 -49 -10 Varor och tjänster -2 266 -2 266 0

0 -407 -566 159

Övriga kostnader -250 -250 0

0 57 62 5 Kapitalkostnad 0 0 0

0 -6 0 -6

Intern resursfördeln 0 0 0

0 0 0 0 Verksamhetens kostnader -20 835 -20 835 -0 0,0 0 -4 608 -5 252 644 Årets resultat -7 785 -7 785 0 0,0 0 -3 284 -1 989 -1 295 varav uttag Eget kapital

Balansresultat -7 785

-3 284 IB eget kapital 500

500

UB eget kapital 500

500

Resultat per verksamhet/ansvar

HELÅR

PERIOD JAN-AUG

Driftredovisning, tkr Budget Prognos Avvik Åtgärder

Avvikelse efter

åtgärder Utfall Ack Avvik

progn-

Budget utfall-

helår helår budget

budget Verksamhet Nämnd -475 -475 0 -132 -117 -15 Miljötillsynsavdelningen -7 310 -7 310 0 -3 152 -1 872 -1 280 Summa nämnd -7 785 -7 785 0 -3 284 -1 989 -1295


5 (6)


Kommentar till delårsresultat Tillsynsnämnden har en avvikelse på -1 295 tkr mot budget i mars 2018.

Intäkter är 1 939 tkr under budget och beror på att årsvis fakturering för livsmedelskontrollen sker i april samt i maj för hälsoskydd och miljöskydd. Kostnader ligger 644 tkr under budget där det mesta handlar om personalkostnader 505 tkr under budget och övriga kostnader 139 tkr under budget.

Prognos helår I och med att fakturering sker årsvis kommer intäkterna att komma in senare i april och maj. För 2018 ligger därför prognosen i linje med helårsbudgeten.

Kommentar till budgetavvikelser Totalt visar utfallet för mars på en negativ avvikelse på 1 295 tkr jämfört med budget.

Nämndens verksamhet (arvoden m.m.) visar på en negativ avvikelse på 15 tkr.

Miljötillsynsavdelningen har en negativ avvikelse på 1 280 tkr.

Livsmedelstillsyn har en negativ avvikelse på 893 tkr (faktureras årsvis i april), miljöskyddstillsyn har en negativ avvikelse på 198 tkr (faktureras årsvis i maj), och hälsoskydd har en negativ avvikelse på 894 tkr (faktureras årsvis i maj). Mindre negativa avvikelser redovisas även för skydd av natur och strandskydd. Tillstånd för avloppsanordningar och latrinhämtningar redovisar däremot en positiv avvikelse på 100 tkr jämfört med budget.

Kostnader har en positiv avvikelse på 659 tkr där det mesta avser personalkostnader.

Åtgärder vid budgetavvikelser Inga då fakturering sker årsvis för tre områden och detta kommer att ske under april och maj.

Investeringsredovisning

Investeringar, mnkr

Budget 2018 Utfall per

mars 2018 Prognos helår

2017

Inga pågående investerings projekt.

Summa netto 0,0 0,0 0,0


6 (6)


Namn Anders Lindelöf Teknisk direktör

Erik Johansson Controller

Igor Rankovic Utvecklingsledare

Bilagor Bilaga 1. TN Redovisning av status för utvecklingsåtaganden per 31 mars 2018

Beslutet delges Kommunstyrelsen

TN U

pp

följn

ing

utv

eckl

ings

åtag

and

en 2

01

8 D

elår

1

20

18

-04

-26

TN:

Up

pfö

ljn

ing

åtag

and

en

de

lårs

rap

po

rt p

er

mar

s 2

01

8K

lart

Enlig

t p

lan

Avv

ikel

se f

rån

pla

n

Mål

De

lmål

Särs

kilt

pri

ori

tera

t 2

01

8Å

taga

nd

e 2

01

8St

atu

sK

om

men

tare

r ti

ll st

atu

s

Att

rakt

iv a

rbet

sgiv

are

Näm

nd

en h

ar v

alt

att

inte

ta

med

det

öve

rgri

pan

de

mål

et e

ller

någ

ra d

elm

ål s

om

rö

r d

et.

Där

för

har

näm

nd

en h

elle

r in

te t

agit

med

någ

ra s

ärsk

ilda

pri

ori

teri

nga

r

som

ber

ör

det

öve

rgri

pan

de

mål

et.

Bra

att

leva

och

bo

Öka

t b

ost

adsb

ygga

nd

eP

lan

era

och

gen

om

föra

sam

häl

lsb

yggn

adsp

roje

kt i

ansl

utn

ing

till

Spår

väg

syd

och

Tvä

rfö

rbin

del

se S

öd

ertö

rn.

Förb

ättr

ad s

amh

älls

pla

ner

ing:

fo

rtsä

tta

utv

eckl

a

den

ko

mm

un

gem

ensa

mm

a p

roce

ssen

fö

r

sam

häl

lsp

lan

erin

g i t

idig

a sk

eden

, in

klu

sive

loka

lfö

rsö

rjn

ing

och

val

av

utf

öra

re a

v b

ygga

nd

e

av lo

kale

r.

Enlig

t p

lan

Förv

altn

inge

n d

elta

r i p

ort

följg

rup

pen

sam

t i f

ram

taga

nd

et/o

mar

bet

and

et a

v

man

ual

en P

lexm

an g

älla

nd

e ti

dig

a sk

eden

av

sam

häl

lsb

ygga

nd

spro

cess

en.

Bra

att

leva

och

bo

Öka

t b

ost

adsb

ygga

nd

eP

lan

era

och

gen

om

föra

sam

häl

lsb

yggn

adsp

roje

kt i

ansl

utn

ing

till

Spår

väg

syd

och

Tvä

rfö

rbin

del

se S

öd

ertö

rn.

Gen

om

föra

en

ko

nse

kven

s- o

ch å

tgär

dsa

nal

ys a

v

kom

mu

nen

s ve

rksa

mh

eter

med

hän

syn

till

den

förv

änta

de

bef

olk

nin

gsö

knin

gen

Enlig

t p

lan

Arb

etet

har

pla

nen

ligt

inte

sta

rtat

. I a

pri

l ko

mm

er e

n a

nsv

arig

med

arb

etar

e

att

uts

es s

amt

att

up

pd

rage

t ko

mm

er a

tt o

mfo

rmu

lera

s o

ch f

ört

ydlig

as.

Fler

i jo

bb

Fler

och

väx

and

e fö

reta

gEt

t sä

rski

lt f

oku

som

råd

e fö

r 20

18

är n

ärin

gsliv

sklim

atet

.A

rbet

a fö

r et

t fö

rbät

trat

när

ings

livsk

limat

och

bid

ra t

ill a

tt g

eno

mfö

ra d

en

kom

mu

nge

men

sam

ma

han

dlin

gsp

lan

Enlig

t p

lan

Näm

nd

ens

arb

ete

för

förb

ättr

at n

ärin

gsliv

sklim

at b

estå

r av

ett

an

tal o

lika

åtgä

rder

so

m lö

per

en

ligt

pla

n e

ller

pla

nen

ligt

inte

har

påb

örj

ats

un

der

fö

rsta

kvar

tale

t. b

l.a. b

eslu

tsu

nd

erla

g fö

r et

t n

ytt

arb

etss

ätt

som

är

ett

slag

s av

snab

bse

rvic

e fö

r fö

reta

gare

, elle

r s.

k. "

du

kat

bo

rd".

Des

suto

m b

idra

r

näm

nd

en t

ill ö

kad

arb

etsf

örs

örj

nin

gen

bl.a

. gen

om

att

erb

jud

a o

ch

pra

ktik

pla

tser

.Sy

stem

atis

k

kval

itet

sutv

eckl

ing

Syst

emat

iskt

pla

ner

a, f

ölja

up

p

och

fö

rbät

tra

Ko

mm

un

ens

kval

itet

sarb

ete

ska

inri

ktas

på

att

stö

dja

ver

ksam

het

ern

a

och

fö

rbät

tra

näm

nd

ern

as f

öru

tsät

tnin

gar

att

i fö

rsta

han

d u

tfö

ra

bas

up

pd

rage

t.

Infö

ra s

yste

mlö

snin

g fö

r ef

fekt

iva

pla

ner

ing,

up

pfö

ljnin

g o

ch p

roce

ssst

yrn

ing

- D

igiP

UFF

en.

Enlig

t p

lan

Det

har

påg

ått

en s

yste

mim

ple

men

teri

ng

på

kom

mu

nö

verg

rip

and

e n

ivå

och

en p

lan

fö

r u

tru

llnin

g p

å n

atu

r- o

ch b

yggn

adsf

örv

altn

inge

n ä

r u

nd

er

fram

taga

nd

e.

Syst

emat

isk

kval

itet

sutv

eckl

ing

Go

d a

nvä

nd

nin

g av

dig

ital

iser

inge

ns

mö

jligh

eter

IT-i

nsa

tser

so

m m

insk

ar k

ost

nad

ern

a fö

r ve

rksa

mh

eter

och

un

der

lätt

ar

arb

etet

fö

r m

edar

bet

arn

a sk

a p

rio

rite

ras.

Infö

ra e

-ark

iv.

Avv

ikel

se f

rån

pla

nA

rbet

et m

ed u

pp

dra

get

led

s av

KSF

. Up

pd

rage

t h

ar f

örl

ängt

s p

ga. f

örä

nd

rin

g

i up

ph

and

lings

krav

spec

ifik

atio

n d

är k

om

mu

nen

har

bes

luta

t at

t u

pp

han

dla

e-

arki

v so

m t

jän

st is

tälle

t fö

r p

rod

ukt

. A

nb

ud

sfö

rfrå

gan

har

ski

ckat

s m

ed s

ista

anb

ud

sdag

den

14

maj

. Im

ple

men

teri

ngs

pro

cess

en k

om

mer

att

sta

rtas

un

der

hö

sten

20

18

.

Syst

emat

isk

kval

itet

sutv

eckl

ing

Öka

d p

roce

sso

rien

teri

ng

Ko

mm

un

ens

kval

itet

sarb

ete

ska

inri

ktas

på

att

stö

dja

ver

ksam

het

ern

a

och

fö

rbät

tra

näm

nd

ern

as f

öru

tsät

tnin

gar

att

i fö

rsta

han

d u

tfö

ra

bas

up

pd

rage

t.

Kla

ssif

icer

a ko

mm

un

ens

pro

cess

er s

om

näs

ta

steg

i H

ud

din

ges

pro

ceso

rien

teri

ng

- H

UD

Dkl

assa

.

Enlig

t p

lan

Ko

mm

un

ens

led

nin

gsgr

up

p h

ar b

eslu

tat

att

en f

örs

tud

ie f

örs

t sk

a gö

ras

för

att

klar

lägg

a o

m p

roje

ktet

sed

an ä

r ak

tuel

lt a

tt g

eno

mfö

ras.

Fö

rstu

die

n

påg

år o

ch s

ka a

vrap

po

rter

as t

ill k

om

mu

nen

s le

dn

ings

gru

pp

i ap

ril.

Syst

emat

isk

kval

itet

sutv

eckl

ing

Go

d a

nvä

nd

nin

g av

dig

ital

iser

inge

ns

mö

jligh

eter

IT-i

nsa

tser

so

m m

insk

ar k

ost

nad

ern

a fö

r ve

rksa

mh

eter

och

un

der

lätt

ar

arb

etet

fö

r m

edar

bet

arn

a sk

a p

rio

rite

ras.

Imp

lem

ente

ra å

tgär

der

med

an

led

nin

g av

dat

asky

dd

sfö

rord

nin

gen

.

Enlig

t p

lan

Förv

altn

inge

n h

ar in

rätt

at e

n in

tern

gru

pp

med

juri

dis

k o

ch

verk

sam

het

sbas

erad

ko

mp

eten

s so

m s

ka s

äkra

ett

kra

ven

ligt

gen

om

föra

nd

e

av a

rbet

et i

syft

e at

t d

en n

ya f

öro

rdn

inge

n u

pp

fylls

.

Syst

emat

isk

kval

itet

sutv

eckl

ing

Go

d a

nvä

nd

nin

g av

dig

ital

iser

inge

ns

mö

jligh

eter

IT-i

nsa

tser

so

m m

insk

ar k

ost

nad

ern

a fö

r ve

rksa

mh

eter

och

un

der

lätt

ar

arb

etet

fö

r m

edar

bet

arn

a sk

a p

rio

rite

ras.

Dig

ital

iser

a TN

:s a

rkiv

Avv

ikel

se f

rån

pla

nIn

vest

erin

gsm

edel

so

m f

inn

s b

evilj

ade

går

inte

att

an

vän

da

för

ska

nn

ing

av

han

dlin

gar

pga

. att

det

ta in

te k

un

de

red

ovi

sas

som

inve

ster

ings

po

st.

Syst

emat

isk

kval

itet

sutv

eckl

ing

Syst

emat

iskt

pla

ner

a, f

ölja

up

p

och

fö

rbät

tra

Ko

mm

un

ens

kval

itet

sarb

ete

ska

inri

ktas

på

att

stö

dja

ver

ksam

het

ern

a

och

fö

rbät

tra

näm

nd

ern

as f

öru

tsät

tnin

gar

att

i fö

rsta

han

d u

tfö

ra

bas

up

pd

rage

t.

Tyd

liggö

ra f

örv

altn

inge

ns

bas

up

pd

rag

Enlig

t p

lan

Arb

etet

med

up

pd

rage

t är

i u

pp

star

tsfa

sen

,

Utb

ildn

ing

med

hö

g

kval

itet

Tills

ynsn

ämn

den

har

val

t at

t in

te

ta m

ed d

et ö

verg

rip

and

e m

ålet

elle

r n

ågra

del

mål

so

m r

ör

det

efte

rso

m d

et b

erö

r

utb

ildn

ings

näm

nd

ens

verk

sam

het

som

råd

en.

Där

för

har

näm

nd

en h

elle

r in

te t

agit

med

någ

ra s

ärsk

ilda

pri

ori

teri

nga

r

som

ber

ör

det

öve

rgri

pan

de

mål

et.

Eko

syst

em i

bal

ans

Min

ska

klim

atp

åver

kan

och

luft

föro

ren

inga

r

Ener

gief

fekt

ivis

erin

g ge

no

m b

etee

nd

efö

rän

dri

ng.

Näm

nd

en h

ar in

get

utv

eckl

ings

åtag

and

e kr

ing

det

ta m

en a

rbet

ar

syst

emat

iskt

och

ko

nti

nu

erlig

t m

ed a

tt h

öja

med

vete

nh

eten

och

med

föra

bet

ten

def

örä

nd

rin

gar

ino

m k

limat

- o

ch e

ner

gio

mrå

det

.

1 (

av 2

)

TN U

pp

följn

ing

utv

eckl

ings

åtag

and

en 2

01

8 D

elår

1

20

18

-04

-26

Go

d o

mso

rg f

ör

ind

ivid

en

Näm

nd

en h

ar v

alt

att

inte

ta

med

det

öve

rgri

pan

de

mål

et e

ller

någ

ra d

elm

ål s

om

rö

r d

et.

Där

för

har

näm

nd

en h

elle

r in

te t

agit

med

någ

ra s

ärsk

ilda

pri

ori

teri

nga

r

som

ber

ör

det

öve

rgri

pan

de

mål

et.

Mål

et e

j an

tage

t i n

ämn

den

s ve

rksa

mh

etsp

lan

.

Sun

d e

kon

om

iLå

ngs

ikti

g b

alan

sÅ

tgär

der

fö

r at

t sä

kra

en lå

ngs

ikti

g fi

nan

sier

ing

av k

om

mu

nen

s

inve

ster

inga

r sk

a im

ple

men

tera

s.

Näm

nd

en h

ar in

get

utv

eckl

ings

åtag

and

e kr

ing

det

ta m

en h

ar d

elta

git

i det

kom

mu

nge

men

sam

ma

arb

etet

med

att

gen

om

föra

fö

rsla

g i ä

ren

det

”Str

ateg

ier

för

lån

gsik

tig

fin

ansi

erin

g i H

ud

din

ge k

om

mu

nko

nce

rn”

so

m le

ds

av k

om

mu

nst

yrel

sen

s fö

rval

tnin

g. G

eno

mfö

ran

det

av

stra

tegi

ern

a u

tgjo

rdes

av e

tt a

nta

l ko

nkr

eta

åtgä

rder

, där

mer

par

ten

gen

om

förd

es u

nd

er 2

01

7 b

l.a.

har

fis

sio

nen

av

Hu

ge F

asti

ghet

er A

B g

eno

mfö

rts

och

två

nya

bo

lag

har

etab

lera

ts m

ed n

ya s

tyre

lser

, bo

lags

ord

nin

gar

och

äga

rdir

ekti

v. E

n a

v d

e

kvar

ståe

nd

e d

elar

na

om

fatt

ar p

roce

ssen

fö

r m

ott

agan

de

av p

riva

ta a

ktö

rer

och

nat

ur-

och

byg

gnad

snäm

nd

en ä

r in

te lä

ngr

e in

volv

erad

i d

en.

Sun

d e

kon

om

iLå

ngs

ikti

g b

alan

sK

om

mu

nen

ska

nå

ett

årlig

t re

sult

at o

m 2

% f

ör

att

klar

a d

en lå

ngs

ikti

ga

fin

ansi

erin

gen

.

Näm

nd

en h

ar in

get

utv

eckl

ings

åtag

and

e kr

ing

det

ta. O

m n

ämn

den

hål

ler

bu

dge

t u

pp

nås

den

na

pri

ori

teri

ng.

Sun

d e

kon

om

iLå

ngs

ikti

g b

alan

sK

om

mu

nen

ska

akt

ivt

söka

ext

ern

fin

ansi

erin

g t.

ex. E

U-m

edel

fö

r at

t

utv

eckl

a ve

rksa

mh

eter

na.

Näm

nd

en h

ar in

get

utv

eckl

ings

åtag

and

e kr

ing

det

ta.

Sun

d e

kon

om

iB

ud

geth

ålln

ing

Öka

avg

ifts

fin

ansi

erin

gen

ino

m d

e ve

rksa

mh

eter

det

är

mö

jligt

.N

ämn

den

har

inge

t u

tvec

klin

gsåt

agan

de

krin

g d

etta

. Öve

rsyn

och

just

erin

g

av t

axo

r h

ar g

jort

s. D

en 1

7 s

epte

mb

er 2

01

7 f

atta

de

näm

nd

en b

eslu

t o

m a

tt

hem

stäl

la a

tt k

om

mu

nfu

llmäk

tige

rev

ider

ade

taxa

n f

ör

näm

nd

ens

verk

sam

het

. Det

har

eft

er d

etta

ko

nst

ater

ats

viss

a sk

rivf

el i

näm

nd

ens

bes

lut.

Med

avl

edn

ing

av d

etta

krä

vs d

et d

ock

ett

fö

rnya

t b

eslu

t i

tills

ynsn

ämn

den

fö

r vi

ssa

av ju

ster

inga

r so

m b

ehö

ver

göra

s i b

eslu

ttex

ten

. 2 (

av 2

)

TJÄNSTEUTLÅTANDE 1 (2)


Handläggare Igor Rankovic [email protected]

Mottagare Tillsynsnämnden

Redovisning av uppdrag utanför verksamhetsplanen per den 31 mars 2018 för tillsynsnämnden

Förslag till beslut Tillsynsnämnden godkänner förvaltningens redovisning av uppdrag utanför verksamhetsplan per 31 mars 2018.

Beskrivning av ärendet Kommunfullmäktige har gett nämnden ett uppdrag utanför verksamhetsplanen gällande att ta fram en förteckning över ärenden som ska behandlas det kommande året. Förteckningen ska innehålla ärenden som relaterar till ekonomi, verksamhetsplanering och uppföljning, det vill säga ärenden inom ramen för kommunens planerings- och uppföljningsprocess. En årsplan för när på året olika planering- och uppföljningsärenden beslutas i nämnden samt återkommande informationsärenden togs fram under 2017.

De uppdrag som kommunfullmäktige har givit tillsynsnämnden vid sidan av verksamhetsplaneringen redovisas i nämnden, per, 31 mars, per 31 augusti och per 31 december varje år.

Natur- och byggnadsförvaltningen har upprättat bifogad förteckning över uppdragens status per den 31 mars 2018.

Anders Lindelöf Teknisk direktör

Daniela Fuciu Administrativ- och personalchef

Igor Rankovic Utvecklingsledare

HUDDINGE KOMMUN

Postadress

Besök Tfn 08-535 300 00

Huddinge kommun

141 85 Huddinge

Sjödalsvägen 29 Tfn vxl 08-535 300 00 www.huddinge.se

TJÄNSTEUTLÅTANDE

2 (2)


Bilagor Bilaga 1. NBN Redovisning av uppdrag i kommunfullmäktige per den 31 mars

2018 Bilaga 2. Övergripande årsplanering för tillsynsnämnden

Beslutet delges Kommunstyrelsen

HUDDINGE KOMMUN Postadress

Besök Tfn 08-535 300 00

Huddinge kommun

141 85 Huddinge

Sjödalsvägen 29 Tfn vxl 08-535 300 00 www.huddinge.se

BILA

GA

NAT

UR-

OCH

BYG

GN

ADSF

ÖRV

ALTN

ING

EN

1 (1

)

Datu

m

Diar

ienu

mm

er

2018

-04-

24

TN-2

018/

56.1

18

Hand

lägg

are

Igor

Ran

kovi

c Ig

or.R

anko

vic@

hudd

inge

.se

Mot

taga

re

Tills

ynsn

ämnd

en

Tills

ynsn

ämnd

en: R

edov

isni

ng a

v up

pdra

g ut

anfö

r ver

ksam

hets

plan

en p

er d

en 3

1 m

ars 2

018

Äre

nde

Upp

drag

St

atus

K

F 13

juni

201

6 §2

2

KS-

2015

/705

.119

Bät

tre a

rbet

svill

kor f

ör fö

rtroe

ndev

alda

- s

var p

å m

otio

n vä

ckt a

v Em

il H

ögbe

rg

(S)

Fullm

äktig

e ge

r kom

mun

styr

else

n oc

h sa

mtli

ga n

ämnd

er i

uppd

rag

att t

a fr

am e

n fö

rteck

ning

öve

r äre

nden

som

ska

beha

ndla

s de

t kom

man

de å

ret.

Förte

ckni

ngen

ska

inne

hålla

äre

nden

som

rela

tera

r till

eko

nom

i, ve

rksa

mhe

tspl

aner

ing

och

uppf

öljn

ing,

det

vi

ll sä

ga ä

rend

en in

om ra

men

för

kom

mun

ens p

lane

rings

- och

up

pföl

jnin

gspr

oces

s.

Gen

omfö

rt: E

n år

spla

n fö

r när

på

året

olik

a pl

aner

ing-

och

upp

följn

ings

ären

den

besl

utas

i n

ämnd

en sa

mt å

terk

omm

ande

in

form

atio

nsär

ende

n to

gs fr

am u

nder

201

7.

(Se

bila

ga ö

verg

ripan

de å

rspl

aner

ing

tills

ynsn

ämnd

en)

HUDD

INGE

KO

MM

UN

Post

adre

ss

Be

sök

Tfn

08-5

35 3

00 0

0

Hu

ddin

ge k

omm

un

Nat

ur- o

ch b

yggn

adsf

örva

ltnin

gen

141

85 H

uddi

nge

Sjöd

alsv

ägen

29

Tfn

vxl 0

8-53

5 30

0 00

w

ww

.hud

ding

e.se

Öve

rgri

pan

de

års

pla

ne

rin

g ti

llsyn

snäm

nd

en

Jan

uar

i Fe

bru

ari

Mar

sA

pri

lM

ajJu

ni

Juli

Ver

ksam

het

s-

ber

ätte

lse

Un

der

lag

till

mål

och

bu

dge

t

Del

årsr

app

ort

1

Mån

adsu

pp

följn

ing

Mån

adsu

pp

följn

ing

Mån

adsu

pp

följn

ing

Mån

adsu

pp

följn

ing

Mån

adsu

pp

följn

ing

Mån

adsu

pp

följn

ing

Val

ären

den

Ko

mp

eten

s-

förs

örj

nin

gsp

lan

Red

ovi

snin

g av

bis

yssl

or

Info

rmat

ion

om

med

arb

etar

enkä

ten

Syst

emat

isk

inte

rnko

ntr

oll

Syst

emat

isk

inte

rnko

ntr

oll

Syst

emat

isk

inte

rnko

ntr

oll

Syst

emat

isk

inte

rnko

ntr

oll

Syst

emat

isk

inte

rnko

ntr

oll

Syst

emat

isk

inte

rnko

ntr

oll

Bu

ssru

nd

tur

- ak

tuel

la

pro

jekt

TJÄNSTEUTLÅTANDE ÄrendenummerCastor: ALLM.2018.664W3D3: TN-2018/46


Handläggare TillsynsnämndenViveca Pernby08-535 360 48

[email protected]

Handlingsplan för Stockholm Vatten och Avfall AB:s hantering avförorenade schaktmassor och asfalt vid ledningsarbeten iHuddinge kommun


Tillsynsnämnden beslutar:

1. Tillsynsnämnden upphäver sitt beslut den 18 november 2014 om att antaStockholm vatten och avfall AB:s handlingsplan för schakt- ochavfallsmassor.

Som skäl för beslutet hänvisas till tjänsteutlåtande daterat 2018-05-08.

Beskrivning av ärendetStockholm Vatten och Avfall AB (SVOA) är Huddinge kommuns VA-huvudman.De tar emot kommunens spill- och dagvatten och ansvarar för rening ochhantering av sådant avloppsvatten. SVOA ansvarar också för dricksvatten-försörjningen inom kommunen. När VA-nätet byggs ut är SVOA tvungen atthantera förorenade schakt- och avfallsmassor som påträffas vid grävning avledningsschakt.

Miljönämnden i Huddinge kommun beslutade 2014-10-18 i samråd med SVOAom en handlingsplan för schakt- och asfaltsmassor som innebär att SVOA givitsundantag från att anmäla avhjälpandeåtgärder enligt miljöbalken (1998:808), MB,samt att sanera eller bortskaffa massor som överskrider Naturvårdsverketsriktvärden för förorenade områden, rapport 5976.

Tillsynsnämnden utför tillsyn över verksamheter och fastighetsägare som hanterarförorenade massor. De krav som finns i MB och förordningen (1998:899) ommiljöfarlig verksamhet och hälsoskydd, FMH, är att förorenade massor skaavlägsnas fastigheten om föroreningshalterna överskrider Naturvårdsverketsallmänna råd för förorenade massor, rapport 5976, beroende på områdestyp.

I rapport 5976 finns riktvärden för vilka föroreningshalter massor får ha för att

ALLM.2018.664 2

lämnas eller återanvändas i olika områden. För känsligare områden som t.ex.bostadsmark och förskolegårdar ska riktvärden för känslig markanvändning (KM)användas. Det innebär att markanvändningen inte är begränsad, och i väldigtgenerella termer att hälsa och miljö inte påverkas negativt av att halter somunderskrider riktvärdet för KM. Vid t.ex. industritomter, parkeringsplatser ellervägar får massor för mindre känslig markanvändning (MKM) lämnas kvar elleråteranvändas. Det räknas som områden som har begränsad markanvändning ochdär det inte är tänkt att man ska vistas under längre tider. När massornasföroreningshalter överskrider MKM ska de inte lämnas kvar eller återanvändasutan ska istället fraktas till godkänd mottagningsstation. I handlingsplanen står attSVOA får använda sig av massor som överskrider MKM i gatumark, det vill sägaatt massor får återanvändas trots att riktvärdena i rapport 5976 överskrids.

Den nuvarande gällande handlingsplanen innebär att undantag givits till SVOAför deras masshantering vid grävning av ledningsgravar. Handlingsplanensinnebörd är att SVOA har tillstånd att lämna förorenade massor i sinaledningsgravar som överskrider riktvärdena i rapport 5976, och att de intebehöver anmäla avhjälpande till tillsynsnämnden enligt bestämmelserna i 28 §FMH. I praktiken innebär det att SVOA har undantag från att följa 10 kap.miljöbalken.

Handlingsplanens riktvärden är högre än de riktvärden som står i rapport 5976.Riktvärdena i rapport 5976 är beräknade utefter hur förorenade massor kaninnebära fara för människors hälsa och miljön. Beräkningen för exponeringinnefattar inandning av damm, direktintag av jord, hudkontakt, intag avdricksvatten och intag av växter, t.ex. fruktträd som planteras i förorenad jord.

Enligt 28 § i förordningen (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskyddska den som avser att utföra en avhjälpandeåtgärd i ett område med förorenademassor och asfalt anmäla det till tillsynsmyndigheten. Undantag frånanmälningsplikten har givits till SVOA för att de upplever att det blir mycketadministrativt arbete för dem att anmäla varje förorening de hittar vid grävning avledningsschakt.

Stockholm Vatten och Avfall AB har givits tillfälle att yttra sig övertjänsteutlåtandet. Sista dag för svar var 20/4 och inget svar har inkommit.

Miljötillsynsavdelningens bedömningMiljötillsynsavdelningen föreslår att tillsynsnämnden, för att säkerställa attmiljöbalken och kompletterande förordningar följs, beslutar att upphäva sitt beslutatt tillämpa SVOA:s handlingsplan. Detta medför att undantagen som givits förSVOA:s mass- och asfaltshantering vid ledningsgrävningar vid VA-arbeten intelängre ska gälla.

Tillsynsnämnden tar ut avgift för handläggningen av anmälningsärenden enligt 28§ FMH. Nämnden kan inte välja bort att hantera ärenden på grund av

ALLM.2018.664 3

arbetsbördan för att arbetet uppfattas som administrativt och byråkratiskt.Tillsynsnämnden arbetar med att utföra tillsyn över sådana åtgärder och kan intege särskilda undantag och besluta att generella bedömningar ska följas, då det inteär förenligt med miljöbalken. Lagen gäller för alla och undantag av sådana härslag går inte att försvara.

Enligt kommunallagens (2017:725) likställighetsprincip i 2 kap. 3 § skakommuner och landsting behandla alla lika, om det inte finns synnerliga skäl föratt göra en annan bedömning. Det innebär att samma krav ska ställas på alla somutför åtgärder där förorenade massor påträffas och att undantag endast får ges iundantagsfall och enligt miljöbalkens bestämmelser.

Tillsynsnämnden finner det därför rimligt att besluta om att upphäva den gällandehandlingsplanen för hantering av uppschaktade schaktmassor och asfalt i sambandmed anläggningsarbeten.

Staffan Stafström Viveca PernbyAvdelningschef Miljöinspektör

Jan CasserstedtJurist

Bilagor1. Handlingsplan för hantering av uppschaktade schaktmassor och asfalt i

samband med anläggningsarbeten, upprättad 2014-10-142. Tjänsteutlåtande, upprättad 2014-10-24, ärendenummer 2014-15243. Miljönämndens beslut 2014-11-18, ärendenummer 2014-15244. Naturvårdsverkets rapport 5976

Delges [email protected]

SID 1 (3)

2014-10-14

Stockholm Vatten AB Org nr 556210-6855 Styrelsens säte Stockholm

106 36 Stockholm Besök Torsgatan 26 Tel 08-522 120 00 Fax 08-522 120 02

[email protected] www.stockholmvatten.se

Handlingsplan för hantering av uppschaktade schaktmassor och asfalt i samband med anläggningsarbeten

Stockholm Vatten äger och sköter ledningsnäten för vatten och avlopp i Stockholms stad och Huddinge kommun. I samband med planerade underhållsarbeten, vid nyläggning av ledningar samt vid akuta ledningsarbeten utförs schaktarbeten i både asfalt och mark. Arbetena utförs dels i egen regi såväl som av externa entreprenörer.

Syftet med handlingsplanen är att beskriva hur uppschaktade massor och asfalt ska hanteras i de projekt som utförs av Stockholm Vatten i Stockholms stad och i Huddinge kommun. Beskrivningen omfattar hantering, provtagning, analys och utvärderingskriterier för återanvändning av både massor och asfalt.

Denna handlingsplan är godkänd av Miljöförvaltningen i Stockholms stad 2011-06-23 samt av Miljö- och Samhällsbyggnadsförvaltningen i Huddinge kommun 2014-10-xx.

Masshantering vid anläggningsarbeten

På grund av den platsbrist som uppstår vid schaktarbeten i en stadsmiljö transporteras, efter föregående miljöundersökning, uppschaktade massor i allmänhet bort från det aktuella schaktområdet.

De massor som behöver transporteras bort körs i huvudsak till godkänd tipp/deponi alternativt till Stockholm Vattens mellanlager i Älvsjö. Vid mellanlagret i Älvsjö tas endast ren asfalt och rena massor (halter upp till Naturvårdsverkets riktvärde för MKM) emot. Förorenade massor transporteras direkt till godkänd mottagningsstation och massor som inte uppfyller tekniska materialkrav särskiljs.

I ett fåtal projekt förekommer det att undersökta uppschaktade massor lagras på arbetsplatsen för att senare kunna återanvändas i samma ledningsschakt (enligt tabell 1). Ytor för mellanupplag är något lättare att hitta i Huddinge kommun varför detta förfarande tillämpas i något högre uträckning där.

Vid återfyllnad i ledningsschakter används huvudsakligen rena återfyllnadsmassor som tillhandahålls av Stockholm Vattens upphandlade entreprenörer. I projekt som drivs i egen regi används till stor del återvunna massor från mellanlagret i Älvsjö.

Hantering schaktmassor

Stockholm Vatten avser att tillämpa följande riktlinjer för hantering av schaktmassor i verksamheten, se tabell 1.

SID 2 (3)

2014-10-14

Tabell 1: Riktlinjer för hantering av schaktmassor.

Klass Halt Hantering Villkor

Klass 1 Halt under KM1 Fri användning i ledningsschakter.

Klass 2 KM-MKM2 Fri användning i ledningsschakter

med vissa villkor.

Ledningsschakten får inte ligga inom ett

vattenskyddsområde eller inom områden

som är mer känsliga3, schakten måste

omfatta en hårdgjord yta och massorna får

inte ha en avvikande lukt.

Klass 3 MKM-FA4 Kan endast användas som

återfyllnad i den ledningsschakt där

de schaktades upp och endast i

områden där markanvändningen är

mindre känslig (t.ex. gatumiljö,

industrimark) samt bara i Stockholm

Vattens projekt.

Alternativt ska de transporteras till

godkänd mottagningsstation5.

Ledningsschakten får inte ligga inom ett

vattenskyddsområde, den måste omfatta en

hårdgjord yta och massorna får inte ha en

avvikande lukt.

Återanvändning kräver skriftlig anmälan till

miljömyndighet (information om innehåll, halt

och plats för återanvändning).

Klass 4 Halt över FA Massorna kan inte återanvändas, de

ska transporteras till godkänd

mottagningsstation4.

I projekt där massor schaktas upp avses följande att utföras för att en klassificering enligt tabell 1 ska kunna utföras.

• Provtagning av fyllnadsjord i ett antal provpunkter i det aktuella området, förslagsvis 3-4 punkter per 100 m. Vid undersökning av längre sträckor glesas provpunkterna ut. Prov tas som samlingsprov i respektive punkt. I fält noteras eventuell avvikande lukt och synintryck.

• Laboratorieanalys avseende oljekolväten (BTEX, alifater och aromater) metaller (arsenik, barium, bly, kadmium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver, nickel och zink) PAH och TOC (total halt organiskt kol).

• Vid akuta projekt samt vid mindre schakter (ca <25 m2) utförs endast okulär kontroll att massorna är rena. Vid misstanke om förorening utförs provtagning enligt ovan.

1 Avser riktvärdet för känslig markanvändning, Naturvårdsverket rapport 5976. 2 Avser riktvärdet för mindre känslig markanvändning, Naturvårdsverket rapport 5976. 3 I de fall ledningsschakter går genom känsliga områden, t ex lekparker, förskolegårdar och koloniområden ska kontakt tas med miljöförvaltningen om massor med halter över riktvärdet för KM önskas återanvänds. 4 Avser farligt avfall enligt definition i Avfall Sverige rapport 2007:01. 5 Volymen massor dokumenteras projektvis av Stockholm Vatten.

SID 3 (3)

2014-10-14

Hantering asfalt

Fram till ca 1973 användes vägtjära i samband med vägbeläggningar. Vägtjäran som framställdes av stenkol innehåller polycykliska aromatiska kolväten, PAH. Några av dessa är klassificerade som cancerogena.

För att kunna bedöma hur asfalt ska hanteras har miljöförvaltningarna i Stockholm, Göteborg och Malmö tagit fram gemensamma riktlinjer för hantering av asfalt innehållande PAH, se tabell 2.

Tabell 2: Riktlinjer av hantering av asfalt enligt gemensamma riktlinjer från miljöförvaltningarna i

Stockholm, Göteborg och Malmö.

Klass Summahalt PAH 16 Hantering Villkor

Klass 1 < 70 ppm Fri användning i vägkonstruktion.

Klass 2 ≥ 70 < 300 ppm Obegränsad användning i

vägkonstruktion som bundet eller

obundet bärlager/förstärkningslager

under ny asfalt.

Ej som slitlager.

Klass 3 ≥ 300 < 1000 ppm Begränsad användning i

vägkonstruktion som bundet eller

obundet bärlager/förstärkningslager

under ny asfaltsbeläggning.

Ej som slitlager.

Ej inom vattenskyddsområde

och alltid i samråd med

miljömyndigheten.

Klass 4 ≥ 1000 ppm alt.

≥ 0,1% konc.

stenkolstjära

Farligt avfall (enl Miljöförvaltningarna

i Stockholm, Göteborg och Malmö).

I projekt där asfalt schaktas upp avses följande att utföras för att en klassificering enligt tabell 2 ska kunna utföras.

• Provtagning av asfalt genom hela mäktigheten av bunden asfalt. Antal prov anpassas till projektet men normalt tas ca 3-4 prov per hundra meter ledningsschakt. Vid undersökning av längre sträckor glesas provpunkterna ut.

• Fältanalys av asfalt med UV-lampa för att få en indikation om tjärhalten samt laboratorieanalys på utvalda prov för att bestämma halten PAH.

• Vid akuta projekt samt vid mindre schakter (ca <25 m2) utförs endast lukt och okulär kontroll att asfalten är ren.

Anmälan till miljömyndighet

I projekt där föroreningar påträffas ska Miljöförvaltningen i Stockholms stad alternativt Miljö- och Samhällsbyggnadsförvaltningen i Huddinge kommun underrättas utan dröjsmål. Underrättelsen ska göras om det i schaktmassor påträffas halter över riktvärdet för MKM alternativt om det påträffas tjärasfalt (dvs halter av PAH i asfalt över 70 ppm).

Vid ledningsgrävning krävs ingen anmälan om efterbehandling (enligt 28 § i förordningen om miljö och hälsa).

POSTADRESS

Miljö- och

samhällsbyggnadsförvaltningen

Miljötillsynsavdelningen

141 85 Huddinge

BESÖKSADRESS

Sjödalsvägen 29

E-POST OCH WEBB

[email protected]

www.huddinge.se

TELEFON (MSB)

08-535 366 00

MILJÖ- OCHSAMHÄLLSBYGGNADSFÖRVALTNINGENMILJÖTILLSYNSAVDELNINGEN

TJÄNSTEUTLÅTANDE

DATUM REFERENS SIDA

2014-10-24 Dnr 2014-001524 1 (2)

HANDLÄGGARE

Helene Nybom

08-535 364 83

[email protected]

Miljönämnden

Handlingsplan för Stockholm Vatten AB:s hantering avschaktmassor och asfalt vid ledningsarbeten iHuddinge kommun


Miljönämnden föreslås godkänna Stockholm Vatten AB:s förslag tillhandlingsplan för hantering av uppschaktade schaktmassor och asfalt isamband med anläggningsarbete.

Sammanfattning

Stockholm Vatten AB äger och sköter ledningsnäten för vatten och avlopp iHuddinge kommun och har lämnat förslag på en handlingsplan vidledningsarbeten. Handlingsplanen reglerar hur uppschaktade massor ochasfalt ska hanteras i de projekt som Stockholm Vatten AB utför i Huddinge.Den omfattar hantering, provtagning, analys och utvärderingskriterier förhur återanvändning av asfalt och schaktmassor får ske.

Beskrivning av ärendet

Stockholm Vatten AB har sedan tidigare en handlingsplan som beslutats isamråd med Stockholm Stad och som reglerar hur asfalt och schaktmassorfrån ledningsgravar ska hanteras i Stockholm Stad. Nu önskar bolaget att enliknande tas fram tillsammans med Huddinge kommun och har därför lagtfram ett förslag. Handlingsplanen är tänkt att säkerställa att hanteringen avasfalt och förorenade schaktmassor sker på ett sätt som är miljömässigtförsvarbart. Genom en gemensam handlingsplan regleras i förväg vilkaåtgärder som är lämpliga att vidta vid olika tillfällen samt under vilkaförutsättningar som Stockholm Vatten behöver kontaktamiljötillsynsavdelningen. Den tydliggör även vilka krav som ställs gällandehantering, provtagning och analys av massor och asfalt. Förslaget bifogas.

Miljötillsynsavdelningens synpunkter

Miljötillsynsavdelningen ser positivt på att Huddinge kommun ochStockholm Vatten antar en gemensam handlingsplan. Genomhandlingsplanen försvinner en del av det administrativa arbetet utan attmiljönyttan försämras. I praktiken används redan de villkor som redovisas ihandlingsplanen, men idag måste all användning av massor som överstigerKM föregås av en anmälan och ett formellt beslut. Genom att formalisera

SIDA

2 (2)

handlingsplanen kan det administrativa arbetet minskas något och det bliräven tydligt för båda parter vilka villkor som gäller. Handlingsplanen ärlikvärdig den som beslutats mellan Stockholm Vatten AB och StockholmStad, med undantag av några mindre redaktionella ändringar ochförtydliganden, bl.a. gällande i vilken miljö så kallade klass 3-massor fåråteranvändas.

Eva-Christina Arvidssonmiljöchef

Helene Nybommiljöinspektör

Bilagor

Stockholm Vattens förslag till handlingsplan, daterad 2014-10-14:Handlingsplan för hantering av uppschaktade schaktmassor och asfalt isamband med anläggningsarbeten

Beslutet delges

Stockholm Vatten AB genom Göran [email protected]

mailto:[email protected]

Riktvärden för förorenad mark

Modellbeskrivning och vägledning

RAPPORT 5976 • septeMbeR 2009

1 2 3

Riktvärden för förorenad mark

Modellbeskrivning och vägledning

NATURVÅRDSVERKET

BeställningarOrdertel: 08-505 933 40Orderfax: 08-505 933 99e-post: [email protected]: Cm-Gruppen, box 110 93, 161 11 brommaInternet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

Naturvårdsverkettel 08-698 10 00, fax 08-20 29 25e-post: [email protected]: Naturvårdsverket, se-106 48 stockholmInternet: www.naturvardsverket.se

IsbN 978-91-620-5976-7 IssN 0282-7298

© Naturvårdsverket 2009

tryck: Cm Gruppen Ab, bromma 2009Form: Ab typoform/Love LagercrantzIllustrationer: Ab typoformFoton: Charlie Drevstam (omslag), Anna Kern (s 17), Lena Granefelt (s 45), Nicho södling (s 53), Conny Fridh (s 70), pelle berglund (s 96), per magnus persson (s 109), bengt Höglund (s 177), Henrik trygg (s 191), bengt Hedberg (s 215), Kenneth bengtsson (s 261) samtliga © Johnér bildbyrå Ab

5

Förord

Föroreningar kan medföra risker för människors hälsa och vår miljö. I Sverige har vi miljökvalitetsmål som anger inriktningen för miljöarbetet och fokuserar på att minska dessa risker. Det finns ett stort antal föro-renade områden i landet. Utredning av vilka risker ett förorenat område kan innebära för människors hälsa eller miljön och hur man vid behov kan minska riskerna genom efterbehandling, är en viktig del av miljö-målsarbetet. Ansvaret för att efterbehandla förorenade områden regleras i miljöbalken.

Vi ger nu ut tre vägledande rapporter för arbetet med förorenade om-råden samt ett beräkningsprogram för riktvärden för förorenad mark. Vår målsättning med vägledningsmaterialet är att tillhandahålla en metodik för ett effektivt och kvalitetssäkrat arbete med efterbehandling av förorenade områden, i ett långsiktigt och hållbart perspektiv. ”Att välja efterbehandlingsåtgärd” är en övergripande rapport som beskriver utredningsprocessen för ett förorenat område. Syftet är att ge en samlad bild över hur man kan ta fram ett bra beslutsunderlag för val av åtgärd. I rapporten ”Riskbedömning av förorenade områden” ger vi vägledning i att bedöma miljö- och hälsorisker. Syftet är att besvara vilka risker som finns, hur stora de är och vad som kan vara acceptabelt idag och i fram-tiden. Ett av flera verktyg i riskbedömningen är riktvärden. Vår riktvär-desmodell samt våra generella riktvärden för förorenad mark har revide-rats. Modellbeskrivning och vägledning ger vi i rapporten ”Riktvärden för förorenad mark”. Tillsammans med rapporten ger vi ut ett beräk-ningsprogram för riktvärden för förorenad mark, som kan användas när riktvärden ska tas fram eller granskas.

Rapporterna, beräkningsprogrammet och kompletterande vägledning finns på vår hemsida www.naturvardsverket.se/ebh. Vår vägledning vän-der sig till aktörer inom efterbehandlingsområdet; i första hand tillsyns-myndigheter men också konsulter, verksamhetsutövare, fastighetsägare och övriga aktörer. Berörda aktörer har getts möjlighet att lämna syn-punkter på rapporterna och beräkningsprogrammet genom remissförfar-ande.

Utvecklingen av vägledningsmaterialet påbörjades 2001, med de största insatserna under 2006 till 2008. Under den senare perioden har arbetet utförts av en arbetsgrupp bestående av projektledare från Naturvårdsverket Helena Fürst, Erika Skogsjö och Yvonne Österlund samt delprojektledare Marie Arnér (WSP Environmental), Mark Elert (Kemakta Konsult AB), Annika Hanberg (Institutet för miljömedicin), Celia Jones (Kemakta Konsult AB), Yvonne Ohlsson (Sweco Envi-ronment AB), Maria Paulsson (Golder Associates AB) och Andrew Petsonk (WSP Environmental). Medverkande i delprojekten har varit: Bo Carlsson och Pär Elander (Envipro Miljöteknik); Mikael Hägglöf (Fröberg & Lundholm Advokatbyrå); Anders Bank och Rosana Moraes (Golder Associates AB); Marika Berglund, Nicklas Gustavsson, Axel Hullberg och Ulla Stenius (Institutet för miljömedicin); Michael

6 RiKTVäRDEN föR föRoRENAD MARK

Pettersson, Håkan Svensson och Sara Södergren Riggare (Kemakta Konsult AB); Pär-Erik Back, Johan Holmqvist, Johanna Leback, Johan Ludvigsson, Sofia Rolén och Niklas Törneman (Sweco Environment AB) samt Ingegerd Ask och John Sternbeck (WSP Environmental). Utöver ovan nämnda har projektledare och delprojektledare i tidigare skeden varit: Ann Marie Fällman och Fredrika Östlund (Naturvårdsverket), Catarina Barkefors (Studsvik AB) samt Annelie Liljemark (Sweco Environment AB). Beräkningsprogrammet togs ursprungligen fram av Statens geotekniska institut.

Vi vill rikta ett stort tack till samtliga personer som har medverkat i arbetet.

Stockholm i september 2009

7

Innehåll

FöRORd 5

SAmmANFATTNiNg 11

SummARy 13

1 iNledNiNg 15

1.1 bakgrund och syfte 15

1.2 Läsanvisning 16

1.3 Naturvårdsverkets utgångspunkter för efterbehandling av förorenade områden 18

2 RikTväRdeSmOdell FöR FöROReNAd mARk 21

2.1 Riktvärdesmodellens uppbyggnad 21

2.2 markanvändning 22

2.3 skyddsobjekt 23

2.3.1 skydd av människor 23

2.3.2 skydd av markmiljön 23

2.3.3 skydd av grundvatten 23

2.3.4 skydd av ytvatten 24

2.4 tillämpbarhet och begränsningar 24

2.5 Förändringar i förhållande till tidigare beräkningsmetodik 25

3 HälSORiSkBASeRAde RikTväRdeN 27

3.1 bedömning av hälsoeffekter 29

3.1.1 Ämnen med tröskeleffekter 29

3.1.2 Risknivåer för ämnen utan tröskeleffekter 29

3.1.3 Dataunderlag 30

3.1.4 Föroreningarnas biotillgänglighet 30

3.2 exponeringsvägar och markanvändning 31

3.3 exponeringsmodeller 31

3.4 Intag av jord 32

3.5 Hudkontakt 34

3.6 Inandning av damm 35

3.6.1 Ämnen med referenskoncentration i luft 36

3.6.2 Ämnen som saknar referenskoncentration i luft 38


3.7 Inandning av ångor 39

3.7.1 Ämnen med referenskoncentration i luft 39

3.7.2 Ämnen som saknar referenskoncentration i luft 40

3.8 Intag av dricksvatten 42

3.9 Intag av växter 43

3.10 Intag av fisk 44

3.11 Att tänka på för platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden 44

3.11.1 Val av exponeringsscenarier utifrån markanvändning 44

3.11.2 Justering av exponeringsvägar 46

3.11.3 Justering av exponeringsparametrar 47

3.11.4 Relativ biotillgänglighet 48

4 FöRdelNiNg OcH TRANSPORT Av FöROReNiNgAR 49

4.1 beräkningarnas omfattning 49

4.2 Fördelning av föroreningar i mark 50

4.2.1 matematisk beskrivning av föroreningsfördelning i mark 51

4.2.2 Fysikalisk-kemiska data 54

4.2.3 Jordarter 54

4.3 transport av ångor från marken 54

4.3.1 transport av ångor genom marken in i byggnader 54

4.3.2 transport av ångor genom marken till utomhusluft 57

4.4 transport av föroreningar till grundvatten 59

4.4.1 Utspädningsfaktor för förorening ovanför grundvattenytan 60

4.4.2 Utspädningsfaktor för förorening under grundvattenytan 61

4.5 transport av föroreningar till ytvatten 62

4.5.1 Utspädningsfaktor för förorening ovanför grundvattenytan 62

4.5.2 Utspädningsfaktor för förorening under grundvattenytan 63

4.6 Upptag av föroreningar i växter 63

4.6.1 metaller 64

4.6.2 Organiska ämnen 64

4.6.3 Oorganiska ämnen utom metaller 65

4.7 Upptag av föroreningar i fisk 65

4.8 Att tänka på för platsspecifika riktvärden för transport och spridning 66

4.8.1 platsspecifika Kd-värden 66

4.8.2 transport av ångor in i byggnader 67

4.8.3 transport av föroreningar i grundvattnet 68

4.8.4 transport av föroreningar till ytvatten 68

4.8.5 Upptagsfaktor för växter 69

5 RikTväRdeN FöR Skydd Av mARkmiljöN 71

5.1 Riktvärden baserade på effekter i markmiljön 71

5.1.1 metodik för att ta fram riktvärden för markmiljö 71

9


5.2 Att tänka på för platsspecifika riktvärden för markmiljön 73

5.2.1 platsspecifika krav på skydd av markmiljön 73

5.2.2 skydd av markmiljön på olika djup 74

5.2.3 skydd av markmiljön i olika delområden 74

6 RikTväRdeN FöR Skydd Av gRuNdvATTeN OcH yTvATTeN 75

6.1 Riktvärden för skydd av grundvatten 75

6.1.1 metodik för att ta fram riktvärden för skydd av grundvatten 76

6.2 Riktvärden för skydd av ytvatten 76

6.3 Att tänka på för platsspecifika riktvärden för grundvatten och ytvatten 77

6.3.1 När grundvatten bör skyddas 77

6.3.2 Nivåer för skydd av grundvatten 78

6.3.3 skydd av ytvatten 79

7 BeRäkNiNg OcH juSTeRiNg Av RikTväRdeN 81

7.1 beräkningsgång 81

7.2 Hälsoriskbaserade riktvärden 82

7.2.1 sammanvägning av exponeringsvägar 82

7.2.2 Justering för exponering från andra källor 83

7.2.3 Justering för akuttoxicitet 83

7.2.4 sammanvägning av hälsoriskbaserat riktvärde 83

7.3 Integrerat riktvärde för hälsa, markmiljö och spridning 84

7.4 Justering för bakgrundshalt 84

7.5 sammanslagning av riktvärden 84

7.6 Att tänka på vid beräkning av platsspecifika riktvärden 85

7.6.1 bakgrundshalter 85

7.6.2 Flera föroreningar samtidigt 85

7.6.3 Riktvärden för flyktiga ämnen 86

8 geNeRellA RikTväRdeN FöR FöROReNAd mARk 87

8.1 Förutsättningar 87

8.2 Urval av ämnen och ämnesgrupper 88

8.2.1 petroleumkolväten 88

8.2.2 polycykliska aromatiska kolväten (pAH) 89

8.2.3 pCb 90

8.2.4 Dioxiner och dioxinliknande ämnen 90

8.2.5 Fenol och kresoler 90

8.2.6 Klorfenoler 90

8.2.7 Klorbensener 90

8.3 beräknade generella riktvärden för förorenad mark 91

8.3.1 Förändringar i förhållande till tidigare generella riktvärden 97


9 OSäkeRHeTeR 99

9.1 Osäkerheter i riktvärdesmodellen 99

9.1.1 Osäkerheter i hälsoriskbaserade riktvärden 100

9.1.2 Osäkerheter i riktvärden för skydd av markmiljön 102

9.1.3 Osäkerheter i riktvärden för skydd av grundvatten och ytvatten 102

9.2 Osäkerhets- och känslighetsanalys 103

ReFeReNSeR 105

BilAgA 1. SAmmANSTällNiNg Av iNdATA Till

RikTväRdeSmOdelleN

BilAgA 2. mOdellBeSkRivNiNg – liSTA öveR vARiABleR

BilAgA 3. mOdellBeSkRivNiNg – mATemATiSk BeSkRivNiNg Av

BeRäkNiNgSPROgRAm

BilAgA 4. HANdledNiNg FöR BeRäkNiNgSPROgRAm

BilAgA 5. eFTeRBeHANdliNgSTeRmiNOlOgi

11

sammanfattning

Det finns ett stort antal förorenade områden i Sverige. För en del av dessa är föroreningssituationen sådan att efterbehandling krävs. För att bedöma om behov finns för en efterbehandling och i vilken omfattning en sådan krävs görs en riskbedömning. Riktvärden är ett av flera verktyg i en riskbedömning. Vid en förenklad riskbedömning jämförs uppmätta halter på området med generella eller platsspecifika riktvärden för för-orenad mark. Riktvärden i efterbehandlingssammanhang anger den för-oreningshalt i marken under vilken risken för negativa effekter på män-niskor, miljö eller naturresurser normalt är acceptabel. Överskridande av riktvärdena medför dock inte nödvändigtvis att negativa effekter uppträder. De generella riktvärdena för förorenad mark är inte juridiskt bindande värden.

Naturvårdsverket har utvecklat en modell för att ta fram rikt-värden för förorenad mark. I denna rapport beskrivs modellens upp-byggnad samt den metodik och de data som används för att beräkna Naturvårdsverkets generella riktvärden. Till riktvärdesmodellen hör ett beräkningsprogram i Excel för riktvärden för förorenad mark. Meto-diken och beräkningsprogrammet är verktyg som också kan användas när man tar fram eller granskar platsspecifika riktvärden. Den metodik och de data som används i riktvärdesmodellen bör vara vägledande när platsspecifika beräkningar utförs. Den senaste versionen av beräknings-programmet finns att ladda ner på Naturvårdsverkets hemsida.

Naturvårdsverkets generella riktvärden är beräknade för vanliga för-hållanden vid förorenade områden i Sverige. De anger en nivå som ger skydd mot hälso- och miljöeffekter vid flertalet förorenade områden, dock inte samtliga. För fall där Natur vårdsverkets generella riktvärden inte är lämpliga att använda kan platsspecifika riktvärden tas fram. Då tar man hänsyn till de förhållanden som råder vid det aktuella området.

En viktig del när man tar fram riktvärden är den markanvändning som förväntas på området. Markanvändningen styr de aktiviteter som förekommer och därmed vilka grupper som exponeras och i vilken om-fattning detta kan ske. Markanvändningen påverkar även vilka krav som ställs på skydd av markmiljön i området. Naturvårdsverkets generella riktvärden har tagits fram för två olika typer av markanvändning, käns-lig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM).

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 in-direkta 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 yt-vatten 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. Dessutom görs


ett antal justeringar av riktvärdet bland annat för att skydda mot att akuttoxiska effekter uppstår samt för att undvika att organisk förore-ning kan förekomma i fri fas. Slutligen justeras de beräknade riktvärdena för att säkerställa att de inte underskrider den bakgrundshalt som finns naturligt eller uppkommit genom diffus storskalig föroreningsspridning.

13

summary

There are a large number of contaminated areas in Sweden. At some of these sites the contamination is so severe that remediation is required. Risk assessments are performed in order to assess the requirement for and the extent of remediation to be carried out. Guideline values are one of a number of tools used in risk assessments. In simplified risk assess-ments measured contaminant concentrations on site are compared with generic or site-specific guideline values. Guideline values, in the context of the remediation of contraminated sites, are the contaminant concentra-tion in soil under which the risk of harmful effects on human health, the environment or natural resources is acceptable. However, contaminant concentrations which exceed guideline values do not necessarily give rise to negative effects. Generic guideline values are not legally binding values.

The Swedish Environmental Protection Agency has developed a mod-el to derive guideline values for contaminated land. This report describes the model structure and the methods and data used to calculate Swedish generic guideline values for contaminated land. The model for calculat-ing guideline values is available in the form of an Excel file. The method and the program can also be used for the calculation or the control of site-specific guidelines. The parameters and data included in the model should be used for guidance when site-specific guideline values are cal-culated. The latest version of the program is available for downloading from website of the Swedish Environmental Protection Agency.

The Swedish generic guideline values are based on normal conditions at contaminated areas in Sweden. They are intended to be protective of health and the environment at the majority of contaminated sites, although they cannot be applied at all sites. In cases where generic guide-line values are not relevant to the conditions at a contaminated site, site-specific guideline values can be calculated, which take into account the actual site conditions.

An important part of the derivation of guideline values is the ex-pected land use at the site. Land use determines the likely activities on the site and therefore determines which groups of people will be exposed to contaminants and to what extent exposure will occur. Land use also affects the degree to which protection of the soil environment is required on the site. The Swedish generic guideline values have been derived for two different types of land use, sensitive land use (KM) and less sensitive land use (MKM).

The generic guideline values are intended to protect people living on or visiting the site. The assessment of health risks takes into account exposure caused by direct contact with the contaminated soil as well as indirect exposure which can occur by the transport of contaminants to air, groundwater, and plants. The guideline values also take into account protection of the soil environment on the site. Groundwater and surface water are also protected against effects which occur as a result of the transport of contaminants.


The final guideline value is the lowest of the values derived to protect health, soil environment, groundwater and surface water. In addition, a number of adjustments of the guideline values are made in order to avoid acute toxic effects and the occurrence of free-phase organic contami-nants in soil. Finally, the guideline values are checked to ensure that they are not lower than the background concentrations which occur naturally or which are a result of large-scale diffuse pollution.

iNlEDNiNg 15

bakgrund och syfte1.1 Det finns ett stort antal förorenade områden i Sverige. Vid en del av dessa är föroreningssituationen sådan att efterbehandling krävs. För att bedöma behov och omfattning av en efterbehandling behövs referens- nivåer för vilken risk föroreningen kan innebära. Riktvärden är ett av flera verktyg i en riskbedömning. Vid en förenklad riskbedömning jämförs upp-mätta halter på området med generella eller platsspecifika riktvärden.

Naturvårdsverket har utvecklat en modell för att ta fram riktvärden för förorenad mark. I denna rapport beskrivs modellens uppbyggnad i detalj samt den metodik och de data som används för att beräkna Naturvårdsverkets generella riktvärden. Denna metodik och dessa data bör också vara en utgångspunkt när man tar fram platsspecifika rikt-värden.

Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark anger den föroreningshalt under vilken risken för negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser normalt är acceptabel i efterbehandlingssam-manhang. Överskridande av riktvärdena behöver dock inte nödvändigt-vis medföra negativa effekter.

Inledning1

Sammanfattning av kapitel 1

När man ska bedöma behov och omfattning av en efter-behandling av ett förorenat område behövs bland annat referensnivåer för vilken risk en förorening kan innebära. Riktvärden för förorenad mark anger den föroreningshalt i marken under vilken risken för negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser normalt är accep-tabel i efterbehandlingssammanhang. Riktvärden är ett av flera verktyg i en riskbedömning. Vid en förenklad riskbedömning jämförs uppmätta halter på området med generella eller platsspecifika riktvärden.

Naturvårdsverkets generella riktvärden är anpassade för vanliga förhållanden vid flertalet förorenade områden i sverige. För att bedöma om Naturvårdsverkets generel-la riktvärden kan användas måste man titta på förutsätt-ningarna i det aktuella området. Om de generella riktvär-den inte kan användas kan man ta fram platsspecifika

riktvärden med hänsyn till de specifika förhållanden som råder vid det aktuella området. För vissa förorenade om-råden är riskerna av sådan art att enbart en jämförelse med riktvärden inte är lämplig utan en fördjupad riskbe-dömning krävs för att uppskatta riskerna.

Naturvårdsverket har utvecklat en modell för att ta fram riktvärden för förorenad mark. Den nu framtagna riktvärdesmodellen ersätter den tidigare modellen.

I denna rapport beskrivs modellens uppbyggnad samt de principer, den metodik och de data som används för att beräkna Naturvårdsverkets generella riktvärden. Detta bör också vara en utgångspunkt när man tar fram platsspecifika riktvärden. För att underlätta framtagande och granskning av platsspecifika riktvärden för mark har Naturvårdsverket tagit fram ett excelbaserat beräknings-program för riktvärden för förorenad mark.


Naturvårdsverkets generella riktvärden är anpassade för vanliga förhållanden vid förorenade områden och är beräknade för att ange en nivå som ger skydd mot hälso- och miljöeffekter vid flertalet förorenade områden i Sverige. För att bedöma om Naturvårdsverkets generella rikt-värden kan användas bör man titta på förutsättningarna i det aktuella området. Exempel på förhållanden som kan avvika är:

i vilken omfattning människor exponeras för föroreningar�

förutsättningarna för spridning av föroreningar�

skyddsvärde för miljön i området och i omgivningen.�

I de fall där Naturvårdsverkets generella riktvärden inte kan användas kan platsspecifika riktvärden tas fram där man tar hänsyn till de spe-cifika förhållanden som råder vid det aktuella området. Omfattning av och innehåll i platsspecifik information som behövs beror på i vilka avseenden området avviker från de antaganden som har gjorts för Naturvårdsverkets generella riktvärden. För vissa förorenade områden är riskerna av sådan art att enbart en jämförelse med riktvärden inte är lämplig som verktyg för att bedöma risker. Då kan en fördjupad riskbe-dömning krävas för att uppskatta riskerna (Naturvårdsverket, 2009a). Det kan exempelvis vara områden där föroreningsspridning utgör en väsentlig risk, områden där flera olika medier (mark, grundvatten, yt-vatten, sediment) är förorenade eller områden med betydande förorening av klorerade lösningsmedel.

Riktvärdesmodellen är en utveckling av de modeller som tidigare använts för Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark samt branschspecifika riktvärden för ämnen vid bensinstationer. Den nu framtagna riktvärdesmodellen ersätter den tidigare modellen. För att underlätta framtagande och granskning av platsspecifika riktvärden för mark har Naturvårdsverket tagit fram ett Excelbaserat beräkningspro-gram för riktvärden för mark. Den senaste versionen av beräkningspro-grammet finns att ladda ner på Naturvårdsverkets hemsida (www.naturvardsverket.se/ebh).

Läsanvisning1.2 Denna rapport kan läsas på flera sätt. Den som vill ha djupare kunskap om hur riktvärden för förorenad mark enligt Naturvårdsverkets mo-dell bör beräknas, läser samtliga kapitel. Den som vill ha en översiktlig uppfattning om hur riktvärden kan beräknas läser med fördel kapitel-sammanfattningarna först i varje kapitel. Enstaka kapitel kan läsas för att få en fördjupning inom respektive kapitels område.

I rapporten används ordet riktvärdesmodell ofta. Med riktvärdesmodell avses hela metodiken för att beräkna riktvärden. Beroende på sammanhang används även termerna modell eller beräkningsmetodik. Riktvärdesmodellen byggs upp av ett antal mindre modeller, kallade delmodeller.

För att sätta in riktvärden för förorenade områden i sitt samman-hang rekommenderar Naturvårdsverket att man läser rapporten Att välja efterbehandlingsåtgärd (Naturvårdsverket, 2009b). Den beskriver hela utredningsprocessen för förorenade områden. Vidare bör man läsa

iNlEDNiNg 17

Känslig markanvändning kan till exempel vara bostäder, skolor och odlingsmark.


rapporten Riskbedömning av förorenade områden (Naturvårdsverket, 2009a) som ger vägledning till förenklade och fördjupade riskbedöm-ningar av förorenade områden och bland annat beskriver hur riktvärden kan användas som ett av flera verktyg i riskbedömningen.

I avsnitt 1.3 i denna rapport redovisas Naturvårdsverkets utgångs-punkter för efterbehandling av förorenade områden, som har legat till grund för val och antaganden i riktvärdesmodellen. Kapitel 2 ger en all-män bakgrund till riktvärdesmodellen för förorenad mark. Där beskrivs riktvärdesmodellens uppbyggnad, skyddsobjekt samt riktvärdesmodel-lens tillämpbarhet och begränsningar. Vidare redovisas ändringar jämfört med tidigare använd riktvärdesmodell, beskriven i Naturvårdsverkets rapport 4638. Kapitel 3 redovisar metoder för beräkning av exponering och hälsoriskbaserade riktvärden för förorenad mark, avseende enskilda exponeringsvägar. I kapitel 4 beskrivs metoderna för att beräkna fördel-ning, transport och utspädning av föroreningar. Kapitel 5 behandlar data och modellen för uppskattning av riktvärden för markmiljön. Kapitel 6 behandlar modellen till skydd för grundvatten och modellen till skydd för ytvatten. I kapitel 7 beskrivs hur de olika exponeringsvägarna viktas samman samt de justeringar av riktvärdena som man i vissa fall behöver göra, till exempel för bakgrundshalt och skydd mot akuttoxiska effekter. I kapitel 8 redovisas Naturvårdsverkets generella riktvärden för förore-nad mark. Kapitel 9 ger en sammanställning av de osäkerheter som är inblandade vid framtagande av riktvärden.

En sammanställning av de kemiska, fysikaliska, toxikologiska, eko-toxikologiska och andra ämnesdata som används för beräkning av rikt-värden presenteras i bilaga 1. I bilaga 2 finns en sammanställning av de parametrar som ingår i riktvärdesmodellen. I bilaga 3 ges en komplett beskrivning av de ekvationer som används i beräkningsprogrammet. Bilaga 4 är en handledning för beräkningsprogrammet och ger en utför-lig beskrivning av programmets uppbyggnad och praktiska användning.

Bilaga 5 innehåller efterbehandlingsterminologi, gemensam för denna rapport, rapporten Att välja efterbehandlingsåtgärd (Naturvårdsverket, 2009b) och rapporten Riskbedömning av förorenade områden (Naturvårdsverket, 2009a).

Naturvårdsverkets utgångspunkter för 1.3 efterbehandling av förorenade områdenDet 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. Efterbehandlingsarbetet i Sverige utgår från miljöbalken och de av riksdagen fastställda miljömålen. Delmål om efterbehandling av förorenade områden finns i det nationella miljökvalitetsmålet Giftfri miljö.

Det gemensamma, övergripande syftet med miljöbalken och miljö kvalitetsmålen är att främja en ekologiskt hållbar utveckling. Miljökvalitetsmålen ger uttryck för den politiska viljan med miljöarbetet, medan miljöbalken är ett styrmedel bland annat avsett för att nå målen. Samtliga bestämmelser i miljöbalken ska tillämpas så att balkens mål

iNlEDNiNg 19

och syfte på bästa sätt tillgodoses. När tveksamhet råder om vad som bör beslutas eller göras ska miljömålen vara vägledande och det som mest sannolikt gynnar uthållig utveckling väljas (miljömålspropositionen 2000/01:130 och miljöbalkspropositionen 1997/98:45).

Naturvårdsverket ger här sin uppfattning om viktiga utgångspunkter för efterbehandlingsarbetet i Sverige. Utgångspunkterna har formulerats utifrån långsiktighet och hållbarhet i syfte att skydda hälsa, miljö och naturresurser nu och i framtiden. Utgångspunkterna avspeglas i den utred-ningsmetodik som Naturvårdsverket förordar och i Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark. De viktigaste utgångspunkterna som Naturvårdsverket anser bör vara vägledande i arbetet med efterbe-handling av förorenade områden listas nedan.

Bedömning av miljö- och hälsorisker vid förorenade områden bör �

göras i såväl ett kort som långt tidsperspektiv.

med ett långt tidsperspektiv menar Naturvårdsverket i storleksordningen 100-tals till 1000 år. Den planerade markanvändningen är en utgångspunkt när riskbedömning och åtgärds utredningar ska utföras. markanvändningen är ofta bara överblickbar i ett tidsperspektiv kortare än 100 år. Det är dock viktigt att uppskatta vad som kan komma att hända i ett längre tidsperspektiv, exempelvis avseende kvarlämnade föroreningar, skyddsåtgärders långtidsegenskaper och framtida ändringar i markanvändning. Detta bland annat för att uppfylla mil-jöbalkens mål att främja en hållbar utveckling som innebär att nuvarande och kommande generationer tillförsäkras en hälsosam och god miljö.

grund- och ytvatten är naturresurser som i princip alltid är skyddsvärda.�

I sverige är grund- och ytvatten i liten utsträckning påverkade av föroreningar. Det är ovanligt ur ett internationellt perspektiv och på många sätt en tillgång för landet. miljökvalitetsmålen Levande sjöar och vattendrag, Ingen övergödning respektive Grundvatten av god kvalitet har antagits för att skydda dessa vat-tenresurser. I miljömålen slås fast att framtida generationer ska ha tillgång till ett grundvatten som ger en säker och hållbar dricksvattenförsörjning och som bidrar till en god livsmiljö för växter och djur i sjöar och vattendrag. sjöar och vattendrag ska vara ekologiskt hållbara och deras variationsrika livsmiljöer ska bevaras. skydd av vattenresurser finns i svensk lagstiftning, bland annat genom områdesskyddet i 7 kap. miljöbalken och bestämmelserna om miljökvalitetsnor-mer för vatten i 5 kap. miljöbalken, vilka preciseras i förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön.

Spridning av föroreningar från ett förorenat område bör inte inne-�

bära vare sig en höjning av bakgrundshalter eller utsläppsmängder som långsiktigt riskerar att försämra kvaliteten på ytvatten- och grundvattenresurser.

Även om närliggande grund- och ytvatten inte direkt bedöms vara skyddsvärda är de förbundna med andra vattenförekomster och kan bidra till en diffus för-oreningsbelastning. Utgångspunkten har således sin grund i att skydda miljön som helhet och människors hälsa i synnerhet. senast år 2015 ska alla sjöar, vattendrag och grundvattenförekomster ha uppnått god ekologisk och kemisk status enligt förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vatten-miljön. Att undvika, minska och förebygga den kemiska påverkan i yt- och grundvattenförekomster är nödvändig för att uppnå detta.


Sediment- och vattenmiljöer bör skyddas så att inga störningar �

uppkommer på det akvatiska ekosystemet och så att särskilt skyddsvärda och värdefulla arter värnas.

en god kvalitet i sjöar, vattendrag och kustnära miljöer är avgörande för det akvatiska och marina biologiska livet. När föroreningar har hamnat i vattendrag kan de spridas både snabbt och långt, och påverka ekosystem inom stora områ-den. ett nationellt mål för miljöarbetet är att fisk i sveriges hav, sjöar och vat-tendrag ska vara tjänligt som människoföda med avseende på innehåll av natur-främmande ämnen (uttryckt i miljömålet Giftfri miljö). Vidare lyfts bevarande av biologisk mångfald i miljömålen Levande sjöar och vattendrag och Hav i balans samt levande kust och skärgård.

markmiljön bör skyddas så att ekosystemets funktioner kan upp-�

rätthållas i den omfattning som behövs för den planerade mark-användningen.

skyddsnivån i marken bör motsvara en nivå där marken kan uppfylla de funk-tioner som förväntas vid den planerade markanvändningen. Långsiktighet är huvudskälet till att förutsättningar för bevarande av en viss markfunktion alltid bör beaktas. Främjande av en långsiktigt god hushållning med mark, vatten och andra resurser uttrycks i miljömålet God bebyggd miljö. Vidare innebär miljömålet ett rikt växt- och djurliv att den biologiska mångfalden ska bevaras och nyttjas på ett hållbart sätt, för nuvarande och framtida generationer. Även i miljöbalkens första kapitel fastställs att den biologiska mångfalden ska bevaras och mark- och vattenområden användas så att en från ekologisk, social, kultu-rell och samhällsekonomisk synpunkt långsiktigt god hushållning tryggas.

lika skyddsnivåer bör eftersträvas inom ett område som totalt sett �

har samma typ av markanvändning, exempelvis ett bostadsområde.

med utgångspunkt i långsiktighet och hållbarhet bör indelning med skilda krav (olika mätbara åtgärdsmål) på olika djup eller i plan undvikas så långt det är tekniskt möjligt och ekonomiskt rimligt. Riskerna med kvarlämnade föroreningar kan vara svåra att bedöma i ett långtidsperspektiv. Användning av marken i ett delområde kan ändras, förutsättningarna för spridning till exempel via grundvatten och genom damning kan förändras, föroreningar kan flyttas om vid grävarbeten. I praktiken är det svårt att hantera olika restriktioner för mindre volymer eller ytor. Kraven på bevarande av information om kvarlämnade förore-ningar blir höga, för att undvika en felaktig hantering i framtiden.

exponeringen från ett förorenat område bör inte ensam stå för hela �

den exponering som är tolerabel för en människa.

människor exponeras för föroreningar på många olika sätt till exempel via luft, mat, vatten, konsumentprodukter, läkemedel och i arbetsmiljön. Förorenade områden utgör således en av flera källor till exponering för föroreningar. mot bakgrund av detta anser Naturvårdsverket att föroreningar i mark inte bör teck-na in hela det tolerabla dagliga intaget. I miljömålet Giftfri miljö uttrycks att den sammanlagda exponeringen i arbetsmiljö, yttre miljö och inomhusmiljö för särskilt farliga ämnen ska vara nära noll och för övriga ämnen inte skadliga för människor.

RiKTVäRDES MoDEll föR föRoRENAD MARK 21

Riktvärdesmodellens uppbyggnad2.1 Metodiken för beräkning av riktvärden bygger på att hänsyn tas till både hälso- och miljörisker kopplade till ett förorenat område. För såväl häl-so- som miljörisker inkluderas direkta effekter till följd av direkt kontakt med den förorenade jorden samt indirekta effekter som kan uppstå på grund av spridning av föroreningar.

I riktvärdesmodellen görs beräkning av hälsoriskbaserat riktvärde, riktvärde för skydd av markmiljön och riktvärde för skydd mot sprid-ning till grundvatten respektive ytvatten separat. Ett slutligt riktvärde väljs sedan som det lägsta av de framräknade värdena. Riktvärdet kon-trolleras också så att det inte överstiger den halt där fri fas av ett ämne riskerar förekomma i marken. Dessutom görs för vissa ämnen eller ämnesgrupper ett antal justeringar av riktvärdet, till exempel avseende skydd mot akuttoxiska effekter. En schematisk beskrivning av arbets-gången ges i figur 2.1

Riktvärdes modell för 2 förorenad mark


I riktvärdesmodellen och beräkningsprogrammet för riktvärden för förorenad mark tas hänsyn till både de hälsorisker och de miljörisker som ett förorenat område kan orsaka. För såväl hälso- som miljörisker inkluderas effekter till följd av direkt kontakt med den förorenade jorden samt indirekta effekter som kan uppstå på grund av spridning av föroreningar.

I modellen beräknas ett hälsoriskbaserat riktvärde, ett riktvärde för skydd av markmiljön samt riktvärden för skydd mot föroreningsspridning till grundvatten respek-tive ytvatten. Det slutliga riktvärdet väljs sedan som det lägsta av de framräknade värdena. Kontroll görs också av att det slutliga riktvärdet inte överstiger den halt där fri fas av ett ämne kan förekomma i marken.

en viktig del när man beräknar riktvärden är den markanvändning som förväntas i området, eftersom

markanvändningen påverkar hur människor kan expone-ras för förorening samt vilka krav som ställs på skydd av markmiljön. I riktvärdesmodellen ingår två olika typer av markanvändning, så kallade givna scenarier, för beräk-ning av Naturvårdsverkets generella riktvärden för mark; känslig markanvändning (Km) och mindre känslig mark-användning (mKm).

beräkningsprogrammet kan användas för att ta fram riktvärden som är anpassade till förutsättningarna för ett specifikt område, så kallade platsspecifika riktvärden. När delmodeller eller data ändras för att beräkna plats-specifika riktvärden är det viktigt att kontrollera riktvär-desmodellens tillämpbarhet, eftersom modellen bygger på antaganden och är giltig under vissa förutsättningar.

beräkningsprogrammet ger tillsammans med den här rapporten vägledning om bland annat en nivå på det underlag och den dokumentation som är önskvärd när platsspecifika riktvärden tas fram.


markanvändning2.2 En viktig del när riktvärden tas fram är den markanvändning som för-väntas på området. Markanvändningen styr de aktiviteter som kan antas förekomma på det aktuella området och därmed vilka grupper som ex-poneras och i vilken omfattning det förväntas ske. Markanvändningen påverkar även vilka krav som kan ställas på skydd av markmiljön i om-rådet. I riktvärdesmodellen används två olika typer av markanvändning för beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden:

Känslig markanvändning, KM, där markkvaliteten inte begränsar �

val av markanvändning. Alla grupper av människor (barn, vuxna, äldre) kan vistas permanent inom området under en livstid. De fles-ta markekosystem samt grundvatten och ytvatten skyddas.

Mindre känslig markanvändning, MKM, där markkvaliteten be-�

gränsar val av markanvändning till t.ex. kontor, industrier eller vägar. De exponerade grupperna antas vara personer som vistas i området under sin yrkesverksamma tid samt barn och äldre som vistas i området tillfälligt. Markkvaliteten ger förutsättningar för markfunktioner som är av betydelse vid mindre känslig markan-vändning, till exempel kan vegetation etableras och djur tillfälligt vistas i området. Grundvatten på ett avstånd av cirka 200 meter samt ytvatten skyddas.

Ovanstående typer av markanvändning, KM respektive MKM, kallas i beräkningsprogrammet för givna scenarier. Ibland avviker den för-väntade markanvändningen från de förutsättningar som gäller för det generella fallet. Det betyder att andra förutsättningar för exponering av människor, krav på miljön i området eller spridningsförutsättningar kan förväntas i ett område. För dessa fall kan det vara motiverat att ta fram platsspecifika riktvärden.

Fördelnings- och transportmodellerKAPITEL 4

Sammanvägning och justeringarKAPITEL 7

RiktvärdenKAPITEL 8

Spridning till grundvatten och ytvattenKAPITEL 6

ExponeringsmodellerKAPITEL 3

hälsoeffekter miljöeffekter

Effekter på markmiljöKAPITEL 5

Figur 2.1. schematisk beskrivning av rikt-värdesmodellen.


skyddsobjekt2.3 En annan viktig del när riktvärden ska tas fram är de skyddsobjekt som förväntas i och omkring ett förorenat område. I tabell 2.1 presenteras de skyddsobjekt som beaktas för de två generella typerna av markanvänd-ning KM och MKM (de givna scenarierna).

sKyDD AV mÄNNIsKOR2.3.1

I riktvärdesmodellen beaktas de huvudsakliga sätt på vilka människor kan exponeras direkt eller indirekt för föroreningar från förorenad jord. Riktvärden för skydd av människor som vistas på området tas fram genom att beräkna en föroreningshalt i marken som innebär att toxiko-logiska referensvärden inte överskrids (se kapitel 3). En ytterligare förut-sättning är att föroreningshalterna i marken inte får vara så höga att barn som äter en mindre mängd jord riskerar att få akuta negativa effekter.

sKyDD AV mARKmILJöN2.3.2

Riktvärden för markmiljön anger den föroreningshalt under vilken mar-kekosystemet förväntas ha förmåga att utföra de funktioner som önskas vid den tänkta markanvändningen. Sådana funktioner kan till exempel vara relaterade till mänsklig användning av mark såsom jordbruk och djurhållning, odling av ätliga växter, prydnadsväxter eller växter för att minska damning och erosion. Funktionerna kan också vara relaterade till miljöskydd och till exempel innebära funktioner för kolets och närings-ämnenas kretslopp, som möjliggör överlevnad och fortsatt utveckling av ekosystem. Riktvärdena till skydd för markmiljö bygger på en samman-ställning och utvärdering av olika ekotoxikologiska data (se kapitel 5).

sKyDD AV GRUNDVAtteN2.3.3

I riktvärdesmodellen tas hänsyn till risker med förorenat grundvatten på tre sätt:

Den exponering personer utsätts för som använder grundvatten som �

dricksvatten beräknas och läggs till den totala exponeringen för att beräkna det hälsoriskbaserade riktvärdet (se avsnitt 3.8).

Skyddsobjekt km mkm

människor som vistas på området

Heltidsvistelse Deltidsvistelse

markmiljön på området skydd av markens ekolo-giska funktion

begränsat skydd av markens ekologiska funktion

Grundvatten Grundvatten inom och intill området skyddas

Grundvatten 200 m nedströms området skyddas

ytvatten skydd av ytvatten skydd av vattenlevande organismer

skydd av ytvatten skydd av vattenlevande organismer

Tabell 2.1. skyddsobjekt som beaktas för de gene-rella typerna av markan-vändning.


De halter som kan uppstå nedströms ett förorenat område får inte �

överstiga aktuella haltkriterier för grundvatten (se avsnitt 6.1).

Utströmning av förorenat grundvatten i en sjö eller ett vattendrag �

hanteras genom att sätta haltkriterier för ytvatten (se avsnitt 6.2).

sKyDD AV ytVAtteN2.3.4

I beräkningen av riktvärden tas hänsyn till att ytvatten i omgivningen skyddas. Det görs genom att beräkna den maximala föroreningshalten i marken som innebär att givna haltkriterier för ytvatten inte överskrids.

För flertalet ämnen saknas generella haltkriterier för ytvatten. Då har sådana specifikt tagits fram för riktvärdesmodellen (se bilaga 1). Haltkriterier baserar sig i första hand på risken för miljöeffekter samt i fallet för metaller och långlivade organiska ämnen på avvikelse från nor-malt förekommande halter. För i princip samtliga ämnen är kriterierna för ytvatten lägre än kriterierna för grundvatten (undantaget vissa flyk-tiga föroreningar). Det innebär att de riktvärden som beräknas för skydd av ytvattenmiljön även ger skydd för människors hälsa i samband med användning av ytvatten som dricksvatten.

Metoden för beräkning av riktvärden för skydd av ytvatten beskrivs närmare i avsnitt 6.3.3.

tillämpbarhet och begränsningar2.4 Riktvärdesmodellen är en modell för hur riktvärden för förorenad mark kan beräknas för svenska förhållanden. Till riktvärdesmodellen finns ett Excelbaserat beräkningsverktyg. Beräkningsprogrammet ger tillsammans med den här rapporten vägledning om en lägsta nivå bland annat på un-derlag och dokumentation som är önskvärd när platsspecifika riktvärden tas fram. Det kan dock finnas andra relevanta verktyg att använda för till exempel riktvärdesberäkningar.

Riktvärdesmodellen bygger på vissa antaganden och den är därför lämplig att använda under vissa givna förutsättningar. När man ska an-vända riktvärdesmodellen för platsspecifika beräkningar är det viktigt att kontrollera riktvärdesmodellens tillämpbarhet. En viktig begränsning i beräkningsprogrammet är att det inte kan hantera alla typer av föro-renade områden som förekommer. Beräkningsprogrammet har gjorts flexibelt så att resultat från andra modeller för spridning och utspädning kan användas vid beräkningarna. Det kommer dock alltid att finnas fall som avviker så mycket från riktvärdesmodellens grundantaganden att programmet inte är tillämpligt. Det är användarens ansvar att göra en bedömning av om beräkningsprogrammet kan användas eller när andra angreppssätt är nödvändiga för en fördjupad riskbedömning (se vidare i Naturvårdsverket, 2009a). Detta kräver att användaren har gedigen kunskap om de antaganden som görs i riktvärdesmodellen (se kapitel 3 till 7).

När delmodeller eller data i riktvärdesmodellen ändras för att be-räkna platsspecifika riktvärden är det viktigt att kontrollera modellens tillämpbarhet. Nedan ges några aspekter som bör beaktas:


Andra exponeringsvägar� Riktvärdesmodellen beaktar de exponeringsvägar som för flertalet föroreningar i de flesta situationer dominerar exponeringen. Om flera av de viktigaste exponeringsvägarna inte är relevanta för det aktuella området och tas bort från riktvärdesmodellen kan i vissa fall andra exponeringsvägar som inte beaktas i riktvärdesmodellen bli betydelsefulla. Ett sådant exempel är intag av mjölk och kött från boskapsdjur. I en fördjupad riskbedömning bör man överväga om sådana exponeringsvägar kan vara av betydelse för risken och bör beaktas i riskbedömningen. Hur detta kan göras beskrivs i ”Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning från för-enklad till fördjupad riskbedömning” (Naturvårdverket, 2009a).

Spridning till omgivningen� Spridning kan innebära att personer eller miljöer i omgivningen utanför det aktuella området exponeras, även om någon exponering inte sker direkt på området. Om exponeringen på det förorenade området är omfattande, är denna vanligtvis styrande för riktvärdet och exponeringen som sker i omgivningen är då ofta av underord-nad betydelse. Om däremot endast en mycket liten exponering sker inom det förorenade området bör även exponeringen i omgivningen beaktas, eftersom denna då kan vara styrande för riktvärdet.

uppmätta halter i vatten, luft m.m.� I beräkningsprogrammet kan man utifrån föroreningshalter i jord göra översiktliga uppskattningar av vilka halter som kan uppkom-ma i kontaktmedier som grundvatten, ytvatten, inomhusluft, växter och fisk. Uppskattade halter i dessa media kan sedan jämföras med halter som uppmätts på det förorenade området för att på så sätt utvärdera modellens beräkningar. Föroreningshalter i verkliga me-dier kan dock variera mycket i tiden och halter som uppmätts vid enstaka tillfällen representerar inte alltid ett medelvärde. Dessutom kan långsiktig spridning medföra att halter i till exempel grund-vatten och ytvatten ökar på sikt. Ändringar av parametrarna i rikt-värdesmodellen utifrån uppmätta föroreningshalter bör därför gö-ras med stor försiktighet. Enstaka mätvärden är ofta inte tillräckliga för att motivera ändringar av parametrar i modellen.

Förändringar i förhållande till 2.5 tidigare beräkningsmetodik Naturvårdsverkets rapporter rörande generella riktvärden (Naturvårdsverket, 1997a; 1997b) och branschspecifika riktvärden för bensinstationer (Naturvårdsverket och SPI, 1998) har legat till grund för de delmodeller som redovisas i denna rapport. De tidigare delmodellerna har gåtts igenom och reviderats. De ändringar som har genomförts är:

Urvalet av ämnen har uppdaterats.�

Fysikalisk-kemiska, humantoxikologiska och ekotoxikologiska data �

för de aktuella ämnena har gåtts igenom och uppdaterats.


Data för beskrivning av exponeringen har gåtts igenom och �

reviderats.

Revideringar har gjorts i definitionerna av markanvändningarna. �

Mindre känslig markanvändning (MKM) inkluderar nu skydd av grundvatten, men tar inte hänsyn till eventuell exponering på grund av intag av förorenat dricksvatten. Den tidigare markanvändningen MKM GV har tagits bort.

Delmodellen för transport av ångor till inomhusluft har uppdate-�

rats.

En delmodell för utspädning av ångor till utomhusluft har inklude-�

rats i riktvärdesmodellen.

Delmodellen för upptag av organiska föroreningar i växter har upp-�

daterats.

Justeringen för att ta hänsyn till dricksvattennormer i grundvatten �

har ändrats.

Delmodellerna för utspädning i grundvatten har vidareutvecklats.�

Haltkriterier för grundvatten och ytvatten har uppdaterats.�

Riktvärdesberäkningarna baserar sig på att maximalt 50 procent av �

den tolerabla exponeringen bör komma från det förorenade områ-det. För ämnen där den kända bakgrundsexponeringen är betydligt högre såsom bly, kadmium och kvicksilver, har riktvärdesberäk-ningarna anpassats så att maximalt 20 procent av den tolerabla exponeringen bör komma från det förorenade området. För de långlivade organiska föroreningarna dioxiner och PCB är motsva-rande siffra 10 procent.

En ny delmodell för uppskattning av halter i fisk har tagits fram. �

Exponeringsvägen ingår inte i beräkningen av riktvärden för mark, men delmodellen beskrivs i denna rapport och kan användas för bedömning av betydelsen av denna exponeringsväg.

HälSoRiSKbASERADE RiKTVäRDEN 27

Beräkning av hälsorisker från förorenade områden baserar sig på en uppskattning av den föroreningsexponering som en människa som vistas i området utsätts för. I modellen beaktas sex olika sätt på vilka männis-kor kan exponeras direkt eller indirekt från förorenad jord, så kallade exponeringsvägar, se figur 3.1.

Exponeringen är beräknad med rimligt försiktiga antaganden. Detta innebär att den beräknade exponeringen kan vara högre än den genom-snittliga på området. Ovanliga beteenden eller andra omständigheter kan också leda till en ännu högre exponering. Sannolikheten för större exponering än den som antagits i modellen är dock låg. Den beräknade exponeringen jämförs sedan med toxikologiska referensvärden för de ak-tuella föroreningarna. Dessa anger exponeringsnivåer där inga negativa hälsoeffekter förväntas.

Hälsoriskbaserade 3 riktvärden


Vid beräkning av hälsorisker från förorenade områden görs en uppskattning av den föroreningsexponering som människor som vistas i området kan utsättas för. I modellen för beräkning av hälsoriskbaserade riktvärden beaktas sex olika sätt som människor kan exponeras för förorenad jord på; intag av jord, hudkontakt, inandning av damm, inandning av ångor, intag av växter samt intag av dricksvatten. I kapitlet beskrivs de antaganden som görs för de givna scenarierna känslig markanvändning (Km) och mindre känslig markanvändning (mKm). exponeringen är beräknad med rimligt försiktiga an-

taganden och kan vara högre än den genomsnittliga på området. Detta görs för att säkerställa att människor som på grund av beteende eller andra omständigheter utsätts för en högre exponering också skyddas.

För beräkning av platsspecifika riktvärden görs en genomgång av vilka exponeringsförhållanden som är relevanta för den aktuella markanvändningen. Det är ett sätt att definiera de aktiviteter som ska kunna före-komma vid den givna markanvändningen, utan att det uppkommer risk för hälsoeffekter. exponeringen bör beräknas för personer som ingår i den grupp som kan få den största exponeringen för föroreningar.

inandning av ångor intag av dricksvatten

intag av växter inandning av damm

intag av jord

hudupptag

Jord

Ångor

Grundvatten

Växter

Figur 3.1. exponeringsvägar som beaktas i riktvärdesmodellen för hälsorisker.


Principen för att beräkna den dos människor exponeras för visas i figur 3.2. I beräkningarna ingår att uppskatta:

EXP den genomsnittliga dagliga viktbaserade exponeringen för det förorenade kontaktmediet (jord, luft, vatten eller växter), till ex-empel intaget av förorenad jord per kg kroppsvikt och dag. Hur denna beräknas för de olika exponeringsvägarna beskrivs närmare i avsnitt 3.3 till 3.9.

CF föroreningens fördelning mellan jord och kontaktmedium (halt i kontakt medium/halt i jord). Beräkning av fördelningen beskrivs närmare i kapitel 4.

DF den utspädning som sker i kontaktmediet innan föroreningen når människan (halt i kontaktpunkt/halt i källa). Beräkning av utspäd-ningen beskrivs närmare i kapitel 4.

TRV det viktbaserade toxikologiska referensvärdet för föroreningen, (intag av förorening i enheten mg/kg kroppsvikt och dag). Denna parameter beskrivs närmare i avsnitt 3.1.

Den föroreningshalt i jorden (C) som ger en exponering motsvarande det toxikologiska referensvärdet (TRV) beräknas enligt:

Denna halt beräknas för varje enskild exponeringsväg och sammanvägs sedan till ett integrerat värde, Cunadj. Detta värde justeras därefter med avseende på ett antal andra faktorer som påverkar hälsorisken för att få fram ett hälsoriskbaserat riktvärde, Chealth (se avsnitt 7.2).

Jord

LuftCF

CF

EXP TRV

DF

C

DF

DF

Växt

Vatten

Figur 3.2. schematisk beskrivning av beräkning av riktvärden avseende hälsa. en förorening i jor-den med halt C fördelar sig (CF) i kontaktmedia (jord, luft, växter och vat-ten). Innan föroreningen når människan sker en viss utspädning (DF). en människa exponeras för en viss mängd av kontakt-mediet (eXp) och erhåller då en dos som jämförs med ett toxikologiskt referensvärde (tRV)


bedömning av hälsoeffekter3.1 Bedömningen av hälsoeffekter vid exponering för föroreningar grundar sig på uppskattningar av vilken effekt en given dos har på människor, så kallade dos-responsförhållanden. Dessa används för att fastställa ett tolerabelt dagligt intag, det vill säga ett högsta dagligt intag av förore-ning som inte bedöms ge upphov till negativa effekter.

ÄmNeN meD tRösKeLeFFeKteR3.1.1

För många ämnen bedöms att hälsoeffekter bara uppkommer över en viss dos. Uppskattningar av en sådan tröskeldos eller tolerabel dos bygger på data från djurförsök eller epidemiologiska undersökningar. Osäkerhetsfaktorer används för att ta hänsyn till osäkerheterna i till-gängliga data. Tröskeldosen anges som ett tolerabelt dagligt intag (TDI, mg/kg kroppsvikt och dag) vid oralt intag och för exponering genom inandning som en referenskoncentration i luften (RfC, mg/m3).

Människor exponeras för föroreningar även på annat sätt än via föro-renad mark, till exempel via livsmedel, dricksvatten och luft. Eftersom den totala exponeringen inte bör överstiga det tolerabla dagliga intaget anser Naturvårdsverket att ett förorenat markområde inte bör ta hela TDI i anspråk. För beräkning av riktvärden utgår Naturvårdsverket därför schablonmässigt från att maximalt 50 procent av TDI eller RfC får intecknas av exponering från det förorenade området. För ämnen där den kända bakgrundsexponeringen är mycket större än 50 procent, nämligen bly, kadmium och kvicksilver, bör maximalt 20 procent av TDI få komma från det förorenade området och för de långlivade organiska föroreningarna dioxiner och PCB är motsvarande siffra 10 procent. Denna justering görs som ett slutsteg i riktvärdesberäkningen (se kapitel 7).

RIsKNIVåeR FöR ÄmNeN UtAN tRösKeLeFFeKteR3.1.2

För ämnen som kan skada arvsmassan, genotoxiska cancerogena ämnen, kan en tröskeldos inte definieras eftersom även en mycket låg exponering ger en liten risk för uppkomst av cancer. Istället antar man att risken att drabbas av cancer är proportionell mot dosen. En acceptabel risknivå för det förorenade området har för dessa ämnen satts till en dos motsvaran-de maximalt ett extra cancerfall per 100 000 personer exponerade under en livstid. Denna nivå anger risken från det förorenade området och någon justering görs i detta fall inte för att exponering även kan ske från andra källor. Vissa typer av markföroreningar förekommer i blandningar med flera olika cancerogena ämnen samtidigt i marken. När riktvärden beräknas för områden med flera olika cancerogena ämnen bör en beräk-ning eller skattning göras av den sammanlagda risken av blandningen.

Vissa typer av markföroreningar, till exempel polycykliska aroma-tiska kolväten (PAH), förekommer nästan alltid i blandningar där flera olika cancerogena PAH-föreningar ingår. För att inte risknivån för det förorenade området ska underskattas har Naturvårdsverkets generella riktvärden beräknats för grupper av cancerogena PAH-föreningar, där cancerrisken för de enskilda föreningarna viktats mot typiska samman-sättningar. Vid beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden för dessa grupper (PAH-M och PAH-H, se avsnitt 8.2) används risknivån 1 på 100 000. I de fall platsspecifika riktvärden beräknas för enskilda


cancerogena PAH-föreningar används i beräkningsprogrammet risknivån 1 på 1 000 000 för att inte den totala risken ska överstiga den acceptabla nivån.

DAtAUNDeRLAG3.1.3

I databasen till modellen för hälsorisker har humantoxikologiska data sammanställts. I första hand har värden från Världshälsoorganisationen (WHO), Amerikanska Naturvårdsverket (US EPA; IRIS), Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) och Institutet för Miljömedicin (IMM) använts. I undantagsfall har data från andra käl-lor använts, till exempel för petroleumkolväten har data från Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group (TPHCWG, 1997b) använts. En närmare beskrivning av använda data, referenser och hur urvalet av data gjorts presenteras i bilaga 1.

Baserat på de humantoxikologiska data har toxikologiska refe-rensvärden (TRV) tagits fram som:

Tolerabelt dagligt intag (TDI) för ämnen med tröskeleffekter.�

Lågrisknivå (RISKor) för genotoxiska ämnen utan tröskeleffekter.�

På motsvarande sätt har toxikologiska referenskoncentrationer i luft (TRC) tagits fram för vissa ämnen, baserat på tolerabla koncentrationer (RfC) eller riskbaserade koncentrationer (RISKinh).

FöROReNINGARNAs bIOtILLGÄNGLIGHet3.1.4

En relativ biotillgänglighetsfaktor har införts för flera exponeringsvägar. Biotillgänglighetsfaktorn anger hur stor andel av föroreningen som är biologiskt tillgänglig i förhållande till vad som antagits vid bestämning av det tolerabla dagliga intaget (TDI). Vid bestämning av TDI är ofta inte all förorening biologiskt tillgänglig.

Biotillgängligheten för ett ämne kan vara olika om exponering sker genom intag via munnen, inandning eller hudkontakt. Föroreningar i jord har ofta lägre biotillgänglighet än vad som antagits vid bestämning av det tolerabla dagliga intaget, som ofta baserar sig på intag av föro-reningar via mat eller dricksvatten. Relativa biotillgänglighetsfaktorer kan användas för exponering via munnen, vid inandning av damm eller vid hudkontakt. De tar hänsyn till hur den aktuella markföroreningen kan tas upp i kroppens vävnader från mag-tarmkanalen, lungorna eller huden i förhållande till det referensämne som använts för att bestämma TDI.

Biotillgänglighetsfaktorn beror på föroreningens fysikalisk-kemiska form och är därmed platsspecifik. För Naturvårdsverkets generella rikt-värden har den relativa biotillgängligheten därför antagits vara 1, det vill säga föroreningen antas ha samma biotillgänglighet som vid bestämning av TDI. Ett omfattande underlag baserat på validerade metoder krävs för att bestämma en platsspecifik biotillgänglighet, se avsnitt 3.11.4.


exponeringsvägar och markanvändning3.2 I modellen för hälsorisker ingår sex exponeringsvägar. Omfattningen av exponeringen beräknas utgående från olika exponeringsparametrar. I tabell 3.1 sammanfattas vilka exponeringsvägar som beaktas vid be-räkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden för respektive typ av markanvändning.

När man tar fram platsspecifika riktvärden finns möjlighet att förändra vilka exponeringsvägar som beaktas samt också de expo-neringsparametrar som används. Som grund finns de exponerings-vägar och exponeringsparametrar som används för beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden.

När platsspecifika riktvärden tas fram ska en genomgång göras av vilka exponeringsvägar och spridningsvägar som är relevanta på den ak-tuella platsen. Det är i detta sammanhang viktigt att beakta långsiktiga risker samt risken för spridning av föroreningar till omgivningen, se vidare diskussion i avsnitt 3.11.

exponeringsmodeller3.3 I följande avsnitt beskrivs de ekvationer som används för att beräkna exponeringen via de olika exponeringsvägar som beaktas i modellen för hälsorisker. Ekvationerna baserar sig på den grundekvation som beskrivs i inledningen till kapitel 3. Resonemang kring val av parametrar för exponeringen ges i bilaga 1. En komplett beskrivning av de parametrar och de ekvationer som används i modellen ges i bilaga 2 och 3. I följande avsnitt beskrivs de antaganden som används för beräkning av expone-ringen. För varje exponeringsväg beräknas följande:

Långtidsexponering av barn per kg kroppsvikt.�

Långtidsexponering av vuxna per kg kroppsvikt. �

Livstidsmedelvärde för exponering viktat över tid som barn och tid �

som vuxen.

För ämnen med tröskeleffekter används den grupp (barn eller vuxna) som får den högsta långtidsexponeringen. För de flesta exponeringsvä-garna i de givna scenarierna är det barn som får den högsta långtidsex-

exponeringsväg km mkm

Intag av jord Heltidsvistelse Deltidsvistelse

Hudkontakt Heltidsvistelse Deltidsvistelse

Inandning av damm Heltidsvistelse Deltidsvistelse

Inandning av ångor Inomhus Inomhus

Intag av växter Intag av egenodlade grönsaker

Inget intag av växter

Intag av dricksvatten brunn i direkt anslutning till området

Inget intag av grund-vatten

Tabell 3.1. beaktade exponeringsvägar till människa för beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden för Km och mKm (givna scenarier).


poneringen. Vid en platsspecifik situation kan andra förhållanden råda. För genotoxiska ämnen används livstidsmedelvärdet för exponeringen. Detta beräknas utgående från den tidsviktade medelexponeringen under en livstid av 80 år.

Intag av jord3.4 Barn och vuxna som vistas inom förorenade markområden kan få i sig förorenad jord via munnen antingen genom att jord tas in direkt i mun-nen, jordiga fingrar stoppas i munnen eller att damm fastnar i mun och svalg. Exponering kan ske både inomhus och utomhus. Intaget är ålders-beroende och antas vara högst hos små barn på grund av deras ”hand till mun”-beteende.

I riktvärdesmodellen för förorenad mark beräknas exponeringen via intag av jord utgående från:

det genomsnittliga dagliga intaget,�

antal dygn eller tillfällen exponering sker. �

Olika uppskattningar har gjorts av det genomsnittliga intaget av jord. De mest tillförlitliga bedöms vara de undersökningar där utsöndring av vissa spårämnen undersökts. De överväganden som gjorts i val av parameter-värden redovisas i bilaga 1.

Exponeringstiden för känslig markanvändning (KM) baserar sig på vistelse i området 365 dagar per år. För mindre känslig markanvändning (MKM) antas ett lägre dagligt intag av förorenad jord samt en kortare exponeringstid. I tabell 3.2 redovisas använda parametrar.

Det bör observeras att det genomsnittliga dagliga intaget baserar sig på långtidsstudier av personer som mer eller mindre frekvent exponeras för jord under delar av dygnet. Exponeringstiden speglar därför längre perioder under vilka man kan exponeras och bör inte justeras utgående från antalet timmar per dygn eller antalet enstaka tillfällen man expone-ras.

Envägskoncentrationen i mark för exponeringsvägen ”direkt intag av jord”, C

is [mg/kg], beräknas som:

där:

TRV är det toxikologiska referensvärdet [mg/kg kroppsvikt, d], dvs. TDI för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen, RISKor.

Ris är det genomsnittliga dagliga jordintaget [mg jord/kg kropps-vikt, d], dvs. viktbaserad daglig exponering för icke genotoxiska ämnen eller livstidsmedelvärde för genotoxiska ämnen.

fbio-or är ämnets relativa biotillgänglighetsfaktor vid intag av jord [di-mensionslös]. För de givna scenarierna är fbio-or = 1.


Jordintaget Ris, [mg jord/kg kroppsvikt,d], beräknas som:

€

Ris

=SI ⋅ t

is

365 ⋅m

där:

SI är det dagliga jordintaget [mg/d] för barn eller vuxen.

tis är antal dygn/tillfällen exponering sker [d/år] för barn eller vuxen.

m är kroppsvikten [kg] för barn eller vuxen.

Livstidsmedelvärdet av jordintaget som används för beräkning av rikt-värden för genotoxiska ämnen beräknas som ett tidsviktat medelvärde över hela livet enligt:

€

Ris_ int

=Ris_ child

⋅ Tchild

+ Ris_ adult

Tadult

Tint

där:

Tchild är antalet år som barn exponeras [år].

Tadult är antalet år som vuxna exponeras [år].

Tint är antagen livslängd [år].

km mkm

Barn

Dagligt jordintag, SIchild [mg/d] 120 80

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tis_child [d/år] 365 60

Kroppsvikt, mchild [kg] 15 15

Viktbaserad daglig exponering, Ris [mg jord/kg, d] 8 0,88

Antal år som exponering sker, Tchild [år] 6 6

Vuxna

Dagligt jordintag, SIadult [mg/d] 50 20

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tis-adult [d/år] 365 200

Kroppsvikt, madult [kg] 70 70

Viktbaserad daglig exponering, Ris [mg jord/kg, d] 0,71 0,16

Antal år som exponering sker, Tadult 74 59

Total livslängd 80 80

Livstidsmedelvärde [mg jord/kg, d], Ris_int 1,3 0,18

Tabell 3.2. Generella para metrar för beräkning av exponering via direkt-intag av jord, Ris


Hudkontakt3.5 Exponering genom hudkontakt uppkommer när förorenad jord fastnar på huden och föroreningar tas upp genom huden. Storleken på expone-ringen beror av:

den exponerade hudytan�

mängden jord som fastnar på hudytan�

upptaget av föroreningar genom huden�

antal dygn eller tillfällen exponering sker.�

Delmodellen för exponering på grund av hudkontakt med jord och damm baseras på modellen CSOIL som används i Nederländerna (van den Berg, 1995) och en amerikansk modell (MDEP, 1994). I tabell 3.3 redovisas de data som används.

Vistelsetiden för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM) har satts med hänsyn till att klimatet endast under delar av året tillåter en väsentlig exponering av hud.

km mkm

Barn

ytexponering, SEchild [mg/m2] 2000 2000

exponerad hudyta, Achild [m2] 0,5 0,2

Daglig hudexponering [mg] 1000 400

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tdu-child [d/år] 120 60


Antal år som exponering sker, Tchild [år] 6 6

Viktbaserad daglig exponering, Rdu [mg jord/kg, d] 22 4,4

vuxna

ytexponering, SEadult [mg/m2] 2000 2000

exponerad hudyta, Aadult [m2] 0,5 0,3

Daglig hudexponering [mg] 1000 600

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tdu-adult [d/år] 120 90


Antal år som exponering sker, Tadult [år] 74 59

Viktbaserad daglig exponering, Rdu [mg jord/kg, d] 4,7 2,1

Total livslängd 80 80

livstidsmedelvärde [mg jord/kg, d], Rdu-int6 1,9

Tabell 3.3. parametrar för exponering via hud-kontakt, Rdu


Envägskoncentrationen i mark för exponeringsvägen ”hudkontakt”, Cdu [mg/kg], beräknas som:

där:

TRV är det toxikologiska referensvärdet [mg/kg kroppsvikt, d], dvs. TDI för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen, RISKor

fdu är den ämnesspecifika relativa absorptionsfaktorn för upptag ge-nom huden [dimensionslös].

Rdu är den genomsnittliga dagliga hudexponeringen för jord [mg jord/kg kroppsvikt, d], dvs. viktbaserad daglig exponering för icke ge-notoxiska ämnen eller livstidsmedelvärde för genotoxiska ämnen.

fbio-du är ämnets relativa biotillgänglighetsfaktor vid upptag genom hu-den [dimensionslös]. För de givna scenarierna är fbio-du = 1.

Hudexponeringen Rdu [mg jord/kg kroppsvikt,d] beräknas som:

där:

SE är jordexponeringen av huden [mg/m2] för barn eller vuxen.

A är exponerad hudyta [m2] för barn eller vuxen.

tdu är antal dygn/tillfällen exponering sker [d/år] för barn eller vuxen.


Livstidsmedelvärdet av exponeringen via hudkontakt, Rdu-int, som an-vänds för beräkning av riktvärden för genotoxiska ämnen beräknas som ett tidsviktat medelvärde över hela livet på samma sätt som för jordintag.

Inandning av damm3.6 Människor kan andas in finkornigt material som sprids från den föro-renade marken. Partiklar i omgivningsluften har olika ursprung såsom trafik, förbränning och långväga transport. Partiklar som har en storlek mindre än 10 µm bedöms kunna nå lungorna. För beräkning av riktvär-den beaktas endast inandningsbara partiklar som kommer från det föro-renade området. Föroreningshalten i den finfraktion av jorden som kan ge upphov till fina partiklar kan skilja sig från föroreningshalten i den fraktion av jorden som analyseras (oftast fraktionen mindre än 2 mm). Vanligen uppmäts högre halter i finfraktionen. Viktiga parametrar för exponering är:


halten mineralogena partiklar i luften som andas in, det vill säga �

halt p.g.a. resuspension av jord

andel av partiklar som kommer från den förorenade jorden�

andel av partiklarna som är inandningsbara (respirabel fraktion) �

föroreningshalten i inandningsbara partiklar i förhållande till halten �

i jorden

andningshastighet�

exponeringstid.�

En redovisning av de data som använts ges i tabell 3.4, tabell 3.5 och bilaga 1.

Två olika metoder används för beräkning av exponering på grund av inandning av damm från den förorenade marken. Den första används för ämnen för vilka det finns en toxikologiskt baserad luftkoncentration (Reference Air Concentration, RfC) eller en cancerriskbaserad referens-koncentration, RISKinh. Den andra metoden används för ämnen som saknar dessa värden. I detta fall görs en uppskattning av den genomsnitt-liga dagliga mängd förorening som andas in. Denna jämförs sedan med värdet för tolerabelt dagligt intag (TDI).

ÄmNeN meD ReFeReNsKONCeNtRAtION I LUFt3.6.1

För ämnen där en referenskoncentration i luft finns tillgänglig beräknas envägskoncentrationen i mark, Cid [mg/kg], enligt:

där:

TRC är den toxikologiska referenskoncentrationen för icke genotox-iska ämnen, RfC [mg/m3], eller den riskbaserade koncentrationen, RISKinh [mg/m3], för geno toxiska ämnen.

f id-exp är en tidsfaktor som anger andelen vistelsetid på platsen [dimen-sionslös].

Cad är årsmedelvärdet av halten förorenade partiklar i inandningsluft justerat för anrikning i finfraktionen [mg/m3].

fbio-inh är ämnets relativa biotillgänglighetsfaktor vid inandning av damm [dimensionslös]. För de givna scenarierna är fbio-inh =1.

Tidsfaktorn fid-exp [dimensionslös] beräknas som:


där:

tid är vistelsetiden [d/år] för barn eller vuxen.

texp är andel av tiden exponering sker [dimensionslös].

Årsmedelvärdet av halt förorenade partiklar i inandningsluften justerat för anrikning i finfraktionen, Cad [mg/m3] beräknas som:

där:

Cd-in är halten av jordpartiklar i inomhusluft [mg/m3].

fdust är anrikningsfaktorn för halten i damm jämfört med jorden i genom snitt [dimensionslös]. För de givna scenarierna är fdust =5.

fd-in är andelen av partiklar från förorenad jord i inomhusluft [di-mensionslös].

ft-in-id är andelen av tiden med vistelse inomhus [dimensionslös].

Cd-out är halten av jordpartiklar i utomhusluft [mg/m3].

fd-out är andelen av partiklar från förorenad jord i utomhusluft [di-mensionslös].

ft-out-id är andelen av tiden med vistelse utomhus, beräknas som (ft-out-id = 1-ft-in-id) [dimensionslös].

För ämnen med referenskoncentration i luft görs en jämförelse med års-medelvärdet. Däremot görs ingen beräkning av ett tidsviktat medelvärde över livstiden.

De parametrar som används för beräkning av Naturvårdsverkets ge-nerella riktvärden, koncentration av damm i luften samt andel av damm från det förorenade området redovisas i tabell 3.4.

km mkm

Halt av jordpartiklar i inomhusluft, Cd-in [mg/m3] 0,0075 0,0075

Halt av jordpartiklar i utomhusluft, Cd-out [mg/m3] 0,01 0,01

Anrikningsfaktor för föroreningar i finfraktion, fdust 5 5

Andel damm från förorenad jord [%], inomhusluft, fd-in 50 50

Andel damm från förorenad jord [%], utomhusluft, fd-out 50 50

Andel av tiden inomhus, ft-in-id [%] 100 100

årsmedelvärde av halt förorenade partiklar i inandnings-luft justerat för anrikning [mg/m3], Cad

0,019 0,019

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tid [d/år] 365 200

tidsfaktor, texp [%] 100 33

Tabell 3.4. parametrar för beräkning av årsmedel-värde av halten damm, Cad, som härrör från det förorenade området, för ämnen med referenskon-centration i luft.


ÄmNeN sOm sAKNAR ReFeReNsKONCeNtRAtION I LUFt3.6.2

För ämnen där ett toxikologiskt RfC och RISKor saknas (t.ex. vissa klorfenoler och klorbenser, PCB, dioxin) görs en uppskattning av refe-renskoncentrationen enligt den metodik som används i CSOIL (van den Berg, 1995).

Envägskoncentrationen i mark för exponeringsvägen ”inandning av damm”, Cid [mg/kg], beräknas enligt:

där:

TRV är det toxikologiska referensvärdet [mg/kg kroppsvikt, d], dvs. TDI för icke genotoxiska ämnen eller riskbaserat dagligt intag för genotoxiska ämnen RISKor.

Rid är genomsnittlig daglig inandning av damm [mg jord/kg kropps-vikt, d], dvs. långtidsinandning för icke genotoxiska ämnen eller livstidsmedelvärde för genotoxiska ämnen.

fbio-inh är ämnets relativa biotillgänglighetsfaktor vid inandning av damm [dimensionslös]. För de givna scenarierna är fbio-inh = 1.

Den dagliga andningen Rid [mg jord/kg kroppsvikt,d] beräknas som:

där:

Cad är årsmedelvärdet av halten förorenade partiklar i inandningsluft justerat för anrikning i finfraktionen [mg/m3].

BR är andningshastighet [m3/d].

LR är lungretentionen [dimensionslös].

tid är antal dygn eller tillfällen exponering sker av barn eller vuxna [d/år].

texp är andel av tiden som exponering sker [dimensionslös].


Livstidsmedelvärdet av den dagliga andningen, Rid-int, som används för beräkning av riktvärden för genotoxiska ämnen beräknas som ett tids-viktat medelvärde över hela livet på samma sätt som för jordintag.


Inandning av ångor3.7 Flyktiga föreningar i mark kan avgå till luften och tränga in i byggnader. Viktiga faktorer för exponeringen är transporthastigheten från marken, utspädningen i inomhus- respektive utomhusluft samt exponeringstiden. Något olika beräkningsmetodik används beroende på om en referens-koncentration (RfC eller RISKinh) finns tillgänglig för ett ämne eller inte.

ÄmNeN meD ReFeReNsKONCeNtRAtION I LUFt3.7.1

För ämnen där en referenskoncentration finns tillgänglig jämförs detta värde med den uppskattade luftkoncentrationen. Envägskoncentrationen i mark för exponeringsvägen ”inandning av ångor”, Civ [mg/kg], beräk-nas enligt:

där:

TRC är den toxikologiska referenskoncentrationen för icke genotoxiska ämnen, RfC [mg/m3], eller den riskbaserade koncentrationen för genotoxiska ämnen, RISKinh [mg/m3].

fiv-exp är tidsfaktorn som anger andelen vistelsetid på platsen [dimen-sionslös].

CFair är fördelningsfaktorn mellan porluft och jord [kg/l], se avsnitt 4.2.

Tabell 3.5. parametrar för beräkning av genom-snittlig inandning av damm från förorenad jord, Rid, för ämnen som saknar referenskoncentra-tion i luft.

km mkm

Barn

Andningshastighet, BRchild [m3/d] 7,6 7,6

Lungretention, LRchild [%] 75 75

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tid-child [d/år] 365 60



Viktbaserad daglig exponering, Rid [mg damm/kg, d] 0,0072 0,00039

Vuxna

Andningshastighet, BRadult [m3/d] 20 20

Lungretention, LRadult [%] 75 75

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tid-adult [d/år] 365 200



Viktbaserad daglig exponering, Rid [mg damm/kg, d] 0,0041 0,00074

Livstidsmedelvärde [mg damm/kg, d], Rid-int 0,0043 0,00044


DFa är utspädningsfaktorn mellan luft (inomhus eller utomhus) och porluft [dimensionslös]. Den metod som används för att beräkna utspädningsfaktorn beskrivs i avsnitt 4.3. Om exponeringen sker både inomhus och utomhus görs en viktning baserat på andelen tid personen befinner sig inne respektive ute.

Tidsfaktorn fiv-exp [dimensionslös] beräknas som:

där:

tiv är antal dygn eller tillfällen exponering sker av barn eller vuxna [d/år].


För ämnen med referenskoncentration i luft görs en jämförelse med års-medelvärdet. Däremot görs ingen beräkning av ett tidsviktat medelvärde över livstiden.

ÄmNeN sOm sAKNAR ReFeReNsKONCeNtRAtION I LUFt3.7.2

För ämnen där en referenskoncentration saknas beräknas envägskoncen-trationen i mark för exponeringsvägen ”inandning av ångor”, Civ [mg/kg], enligt:

där:


Riv är den genomsnittliga dagliga inandningen av ångor [(mg/kg kroppsvikt, d)/(mg/m3)], dvs. långtidsmedelvärde för inandning av icke genotoxiska ämnen eller livstidsmedelvärde för genotoxiska ämnen.

CFair är fördelningsfaktorn mellan porluft och jord [kg/l].

DFa är utspädningsfaktorn mellan luft (inomhus eller utomhus) och porluft [dimensionslös]. Den metod som används för att beräkna utspädningsfaktorn beskrivs i avsnitt 4.3. Om exponeringen sker både inomhus och utomhus görs en viktning baserat på andelen tid personen befinner sig inne respektive ute.


Den dagliga inandningen Riv [l/kg kroppsvikt, d] beräknas som:

där:

BR är andningshastighet [m3/d].

tiv är vistelsetiden [d/år] för barn eller vuxen.



Livstidsmedelvärdet av den dagliga andningen, Riv-int, som används för beräkning av riktvärden för genotoxiska ämnen beräknas som ett tids-viktat medelvärde över hela livet på samma sätt som för jordintag.

I tabell 3.6 redovisas de data som används för beräkning av Riv.

km mkm

Barn

Andningshastighet, BRchild [m3/d] 7,6 7,6

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tid-child [d/år] 365 60



Viktbaserad daglig inandning, Riv [l/kg,d] 510 27

Vuxna

Andningshastighet, BRadult [m3/d] 20 20

Antal dygn/tillfällen exponering sker, tid-adult [d/år] 365 200



Viktbaserad daglig inandning, Riv [l/kg,d] 290 52

Livstidsmedelvärde [l/kg,d], Riva-int 300 31

Tabell 3.6. parametrar för beräkning av genomsnittlig inandning av ångor, Riv.


Intag av dricksvatten3.8 Exponering via intag av grundvatten antas ske genom att vatten från en brunn används som dricksvatten och till matlagning. De data som an-vänds presenteras i tabell 3.7.

Envägskoncentrationen i mark för exponeringsvägen ”intag av dricksvatten”, Ciw [mg/kg], beräknas som:

där:


DFgw-well är utspädningsfaktorn mellan grundvatten och porvatten [di-mensionslös], enligt avsnitt 4.4.

CFwater-mob är fördelningsfaktorn mellan porvatten och jord [kg/l], se av-snitt 4.2.

Riw är det genomsnittliga dagliga vattenintaget per kroppsvikt [l/kg kroppsvikt, d], dvs. viktbaserat dagligt intag för icke genotox-iska ämnen eller livstidsmedelvärde för genotoxiska ämnen.

Vattenintaget Rgv [l/kg kroppsvikt, d] beräknas som:

där:

WC är genomsnittligt dagligt vattenintag [m3/d].


Livstidsmedelvärdet av det dagliga vattenintaget, Riw-int, som används för beräkning av riktvärden för genotoxiska ämnen beräknas som ett tids-viktat medelvärde över hela livet på samma sätt som för jordintag.

km

Barn

Genomsnittligt dagligt intag, WCchild [l/d] 1

Kroppsvikt, mchild [kg] 15

Viktbaserad daglig exponering, Riw [l/kg, d] 0,067

Vuxna

Genomsnittligt dagligt intag, WCadult [l/d] 2

Kroppsvikt, madult [kg] 70

Viktbaserad daglig exponering, Riw [l/kg, d] 0,029

Livstidsmedelvärde [l/kg, d], Riw-int 0,031

Tabell 3.7. parametrar för beräkning av intag av grundvatten, Riw


Intag av växter3.9 Exponering kan ske genom att växter från området som tagit upp förore-ningar konsumeras. Det kan vara grönsaker, rotsaker, potatis, bär, frukt och svamp som odlas eller växer vilt. Använda data finns i tabell 3.8.

Envägskoncentrationen i mark för exponeringsvägen ”intag av väx-ter”, Cig [mg/kg], beräknas enligt:

där:


Rig är det genomsnittliga dagliga intaget av växter [kg färsk växt/kg kroppsvikt, d], dvs. viktbaserad daglig exponering för icke geno-toxiska ämnen och livstidsmedelvärde för genotoxiska ämnen.

fh är andelen av växtkonsumtionen som kommer från det förorenade området [dimensionslös].

Kpl är koncentrationsförhållandet mellan växt och jord [(mg/kg färsk växt)/(mg/kg torr jord)], se avsnitt 4.6.

fbio-veg är ämnets relativa biotillgänglighetsfaktor vid intag av växter [di-mensionslös]. För de givna scenarierna är fbio-veg = 1. Denna para-meter avser biotillgängligheten av föroreningar i växter som kon-sumeras av människor. Det är inte sannolikt att denna parameter varierar signifikant mellan olika platser. Observera att markföro-reningarnas biotillgänglighet för växterna inte beaktas här utan i transportmodellen, se avsnitt 4.6.

km

Barn

Genomsnittligt dagligt intag, CVchild [kg/d] 0,25

Kroppsvikt, mchild [kg] 15

Viktbaserad daglig exponering [kg växt/kg, d], Rig 0,017

Vuxna

Genomsnittligt dagligt intag, CVadult [kg/d] 0,40

Kroppsvikt, madult [kg] 70

Viktbaserad daglig exponering [kg växt/kg, d], Rig 0,0057

Livstidsmedelvärde [kg växt/kg, d], Rig-int 0,0065

Andel konsumtion från det förorenade området [%], fh 10

Tabell 3.8. parametrar för beräkning av intag av växter, Rig


Intag av växter Rig [kg färsk växt/ kg kroppsvikt, d] beräknas som:

där:

CV är genomsnittligt dagligt intag [kg/d].

m är kroppsvikten [kg] för barn eller vuxen. Livstidsmedelvärdet av det dagliga intaget av växter, Rig-int, som används för beräkning av riktvärden för genotoxiska ämnen beräknas som ett tidsviktat medelvärde över hela livet på samma sätt som för jordintag.

Intag av fisk3.10 Modellen för hälsorisker tar inte hänsyn till exponering via intag av fisk vid beräkning av riktvärden. Orsaken till detta är att halter i fisk i ytvatten vid förorenade markområden oftast inte direkt kan relateras till föroreningar i marken, utan beror på en rad andra faktorer såsom föroreningshalter i vatten och sediment eller bidrag från andra källor. Exponeringsvägen intag av fisk innefattar en lång rad steg (spridning till ytvatten, fördelning i vattensystemet, upptag i fisk, konsumtionsmöns-ter) och är därmed mycket osäker.

För att ge en möjlighet att bedöma om spridning av föroreningar från ett förorenat markområde riskerar att ge förhöjda halter i fisk kan man i beräkningsprogrammet göra en uppskattning av halter i fisk på grund av spridning av föroreningar (se avsnitt 4.7).

Att tänka på för platsspecifika 3.11 hälsoriskbaserade riktvärden

VAL AV eXpONeRINGssCeNARIeR UtIFRåN mARKANVÄNDNING 3.11.1

När platsspecifika riktvärden tas fram görs en genomgång av vilka ex-poneringsförhållanden som är relevanta för den aktuella markanvänd-ningen. Utgångspunkten bör vara de exponeringsscenarier (dvs. expo-neringsvägar, exponeringstider m.m.) som används i riktvärdesmodellen för KM och MKM. Platsspecifika modifieringar av exponeringsscenari-erna kan sedan göras genom:

justering av vilka exponeringsvägar som beaktas�

justering av exponeringsparametrar.�

När man definierar exponeringsförhållanden bör följande beaktas:

De exponeringsscenarier som används för att ta fram hälsorisk-�

baserade riktvärden syftar inte till att i detalj beskriva den ex-ponering som sker i dagsläget. Istället är de ett sätt att definiera de aktiviteter som ska kunna förekomma vid den givna markan-vändningen, utan att det uppkommer risk för hälsoeffekter också i ett långsiktigt perspektiv. Vid en hälsoriskbedömning för akuta


Vi får i oss miljögifter varje dag. Det förorenade området får inte fylla upp hela utrymmet för vad vi tål.


situationer är en kartläggning av nuvarande exponeringsrisker motiverad.

Exponeringen bör beräknas för människor som ingår i den kri-�

tiska gruppen, det vill säga den grupp som bedöms få den största exponeringen med hänsyn till lokalisering, kön, åldersfördelning, matvanor, yrkesvanor, typ av bostad, vanor i hemmet och fritids-verksamhet. Den kritiska gruppen behöver inte utgöra en verklig grupp människor som vistas inom området i dagsläget.

Ovanstående medför att det för beräkning av riktvärden oftast �

inte är relevant att genomföra detaljerade undersökningar av den verkliga exponeringen på platsen i dagsläget. Istället bör expone-ringsparametrarna (t.ex. vistelsetider och exponeringstider) väljas utifrån försiktiga, men rimliga uppskattningar.

Ovanstående synpunkter gäller beräkningar av hälsoriskbaserade �

riktvärden för nuvarande och framtida scenarion. Om frågeställ-ningen däremot är hälsorisker för människor som vistas i det föro-renade området just nu (även om det senare ska saneras), kan det vara motiverat att göra relevanta undersökningar och skattningar av verklig exponering. Detta för att kunna bedöma eventuella häl-sorisker och genomföra en adekvat riskkommunikation.

JUsteRING AV eXpONeRINGsVÄGAR3.11.2

Det är viktigt att bedömningen av vilka exponeringsvägar som är rele-vanta för olika typer av markanvändning är långsiktig och även beaktar påverkan på omgivningarna. Exempelvis kan damning från förorenade områden orsaka exponering av människor i omgivningarna. Vidare kan jord som i dagsläget ligger otillgänglig för människor genom ombland-ning senare bli tillgänglig.

Man bör beakta dessa aspekter innan man väljer bort en expone-ringsväg från riktvärdesberäkningen. Man bör också alltid överväga om man istället kan justera exponeringsparametrarna. Exempelvis bör man beakta följande:

Exponeringsvägar bör uteslutas från riktvärdesberäkningen endast �

om det säkert går att avgöra att de inte är relevanta i ett långtids-perspektiv eller inte är relevanta för markanvändningen i den när-maste omgivningen.

En bedömning bör göras av om de kvarvarande exponeringsvä-�

garna i riktvärdesberäkningen täcker in förhållandena på det föro-renade området och i dess omgivning vid dagens situation och i framtiden på ett tillfredställande sätt.

Ytterligare ett skäl för att vara restriktiv med att helt utesluta ex-poneringsvägar från riktvärdesberäkningen är att den bygger på en förenkling av de verkliga exponeringsförhållandena. Modellen för hälsorisker beaktar totalt sex exponeringsvägar för människor. Exponeringsvägarna är valda utgående från de markanvändningar som definierats för Naturvårdsverkets generella riktvärden.


I andra fall kan ytterligare exponeringsvägar vara relevanta. Modellen för hälsorisker tar till exempel inte upp exponering genom intag av djurprodukter som producerats på mark med föroreningar. För de flesta ämnen domineras risken av en eller två exponeringsvägar, medan de övriga är av underordnad betydelse. Om en viktig expone-ringsväg inte bedöms vara relevant för den givna markanvändningen och därför inte beaktas i riktvärdesberäkningen, kan istället andra tidi-gare underordnade exponeringsvägar komma att dominera. Om dessa inte tas med i beräkningen kan det påverka de platsspecifika riktvär-dena avsevärt.

JUsteRING AV eXpONeRINGspARAmetRAR3.11.3

I specifika fall kan vissa exponeringsvägar ha mindre betydelse, dock utan att de helt bör uteslutas. I dessa fall kan en justering av expone-ringsparametrarna göras. Då avses i första hand en väl motiverad juste-ring av exponeringstiden. En sammanställning av platsspecifika faktorer för olika exponeringsvägar ges i tabell 3.9.

Andra parametrar, såsom hur mycket jord vuxna och barn får i sig, hur mycket man andas, konsumtion av vatten, grönsaker och andra växter, är satta för att skydda kritiska individer och bör inte ändras.

exponerings väg Relevant för Platsspecifika faktorer Normalt inte plats-specifika faktorer

djupberoende

Direkt intag av jord Alla typer av markanvänd ning.

Antal dygn eller tillfäl-len per år vistelse sker i området. Observera att intagsuppskattningar bygger på data för långa tidsperioder.

mängd jord som intas per dag.

Risk för att komma åt förorenad jord minskar med ökande djup.

Hudkontakt Alla typer av markanvänd ning.

Antal dygn eller tillfäl-len per år som vistelse sker i området.

exponerad hudyta.

mängd jord på hu-den.

Risk för att komma åt förorenad jord minskar med ökande djup.

Inandning av damm

Alla typer av markanvänd ning.


Dammhalter i luft.

Andel förorenad jord i damm.

mängd luft som andas in per dag.

Damningsbenägenhet minskar med ökande djup.

Inandning av ångor Alla typer av markanvänd ning. störst betydelse om byggnader finns eller planeras.


Utspädning av porluft i jorden till luft inomhus och utomhus.

mängd luft som andas in per dag.

spridning av ångor mins-kar med ökande djup, men beror också på jordart.

Intag av dricksvat-ten

Där grundvatten används eller kan komma att användas dricksvatten.

Utspädning till brunn. mängd vatten som konsumeras per dag.

spridning av föroreningar till brunn kan vara djup-beroende.

Intag av växter Där möjligheter till odling finns eller det finns vilda växter.

Växtupptagsfaktorer.

Andel hemodlat eller odlat i området.

mängd växter som konsumeras per dag.

Upptag i växter minskar med ökande djup.

Tabell 3.9. platsspecifika faktorer för olika expone-ringsparametrar.


ReLAtIV bIOtILLGÄNGLIGHet3.11.4

Upptag av föroreningar i kroppen är en komplex process som påverkas av en rad olika faktorer. En platsspecifik bedömning av föroreningarnas relativa biotillgänglighet kräver därför omfattande undersökningar. Olika metoder finns för att uppskatta biotillgänglighet, men ännu sak-nas enkla validerade standardiserade metoder för att experimentellt bestämma biotillgänglighet (Grøn, 2006). De metoder som finns har testats endast för ett fåtal ämnen. Justeringar av den relativa biotill-gängligheten bör därför endast göras om ett tillräckligt underlag finns tillgängligt.

föRDElNiNg ocH TRANSpoRT AV föRoRENiNgAR 49

beräkningarnas omfattning4.1 För många av de exponeringsvägar som beaktas vid riskbedömningar av förorenad mark krävs kännedom om transporten av föroreningen från mar-ken till andra medier där människor och andra organismer kan exponeras. Det handlar till exempel om transport till grundvatten, ytvatten, inomhus- och utomhusluft samt växter. Därför beräknas föroreningskoncentrationen i dessa kontaktmedier. Följande transportvägar beaktas i transportmodellerna:

transport av ånga från marken till inomhusluft �

transport av ånga från marken till utomhusluft �

transport av föroreningar till grundvatten eller brunnar �

transport av föroreningar till ytvatten�

transport av föroreningar till växter.�

I modellen görs även en uppskattning av upptag av föroreningar i fisk.

Fördelning och transport 4 av föroreningar


Kapitlet beskriver hur spridning av föroreningar i olika medier hanteras i riktvärdesmodellen. I modellen beräk-nas föroreningskoncentrationen i olika kontaktmedier. För de givna scenarierna Km och mKm ges data som motsvarar fördelning och spridning för generella förhål-landen. Vid beräkning av platsspecifika riktvärden kan man behöva modifiera riktvärdesmodellens antaganden om fördelning och transport av föroreningar.

För att beräkna ämnenas fördelning mellan jord, luft och vatten i marken används olika ämnesspecifika för-delningsfaktorer. För att uppskatta lakning och därmed spridning av metaller används generella fördelningsfak-torerna (Kd-värden). Dessa är satta för att inte under-skatta utlakningen.

modellen för spridning av ångor gör en uppskattning av diffusionen av ångor och lösta föroreningar i marken samt läckaget av markluft in i byggnader. modellen för spridning med grundvatten till en brunn nedströms det förorenade området baserar sig på utspädning i de

lösa jordlagren. För bergborrade brunnar gäller andra förutsättningar som kan medföra en större eller mindre utspädning. modellen tar inte hänsyn till fastläggning av föroreningar i marken som kan fördröja spridningen.

modellen för spridning till ytvatten beräknar den ut-spädning som sker när förorening från det förorenade området når en sjö eller ett vattendrag. beräkningen utgår från att en fullständig omblandning sker i reci-pienten, men beaktar inte att föroreningar kan ansamlas eller frigöras från sediment, brytas ned eller förångas. Dessa antaganden kan ge missvisande resultat för vat-tendrag med stor vattenföring, större sjöar eller kust-vatten. Därför behöver en rimlighetsbedömning göras av utspädningsfaktorerna vid platsspecifika bedömningar.

modellen för upptag av föroreningar i växter baserar sig på antagandet att koncentrationen av en förorening i en växt står i jämvikt med föroreningens koncentration i marken. För metaller beräknas koncentrationen med hjälp av empiriska växtupptagsfaktorer och för de flesta organiska ämnen med en delmodell.


Fördelningen av föroreningen i jorden beräknas mellan:

porvatten och jord, � CFwater-mob

porluft och jord, � CFair

växter och jord, � Kpl.

Graden av utspädning som sker under transporten beräknas för följande fall:

porvatten till grundvatten i brunn, � DFgw-well

porvatten till ytvatten, � DFsw

porluft till inomhusluft i byggnad, � DFia

porluft till utomhusluft, � DFoa.

Fördelning av föroreningar i mark4.2 Fördelningen av föroreningen mellan olika faser i marken har stor inver-kan på föroreningstransporten till medier där exponering av människa och miljö kan förekomma. Den fördelningsmetod som används i riktvär-desmodellen bygger på fugacitetsmodellen (Mackay och Peterson, 1981). Det är i stort sett samma modell som används för beräkning av riktvär-den runt om i världen. Följande antaganden används:

Föroreningskoncentrationen i mark antas vara konstant med tiden, �

det vill säga ingen nedbrytning eller borttransport från området sker. Antagandet motiveras av att en mycket liten andel av markför-oreningen vanligen försvinner genom borttransport samt de stora osäkerheter som är förknippade med förutsägelser om nedbrytning av organiska substanser. Antagandet är konservativt när det gäller nedbrytbara ämnen där risken baseras på livstidsexponeringen, ex-empelvis bensen.

Fördelningen av förorening mellan fasta jordpartiklar, porvattenlös-�

ning, löst organiskt kol i porvattnet och porluft antas befinna sig i jämvikt. Jämviktskoncentrationerna beräknas med fugacitetsmodel-len. Denna modell är konservativ eftersom jämvikt i marken inte alltid uppnås, vilket medför att halten i porvatten och porluft är lägre än de teoretiska jämviktshalterna.

Koncentrationen av förorening i lösning antas vara proportionell �

mot halten av förorening som sorberat (fastlagts kemiskt) på jord-materialet. Fördelningsfaktorn kallas Kd-värde. För organiska äm-nen antas Kd-värdet vara proportionellt mot halten av organiskt kol i jorden.

I riktvärdesmodellen används � Kd-värdet för att bestämma utlak-ningen av föroreningar. Kd-värdet för riktvärdesmodellen baserar sig därför på totalhalten i jorden och inte endast det som är sorbe-rat. Denna fördelningsfaktor har i andra sammanhang betecknats Ktot för att inte förväxlas med de parametrar som används för att


bestämma föroreningens rörlighet i mark (Gustafsson m.fl., 2007). I denna rapport används dock beteckningen Kd-värde fortsättnings-vis.

Fördelningen av föroreningen mellan marklösning och porluften �

av flyktiga ämnen uppskattas med Henrys konstant H, det vill säga kvoten mellan ett ämnes ångtryck och löslighet i vatten.

mAtemAtIsK besKRIVNING AV FöROReNINGsFöRDeLNING I mARK4.2.1

Koncentration löst i porvattnet4.2.1.1

Utgångspunkten är föroreningens totalkoncentration i marken, Cs [mg/kg torrvikt]. Från Cs beräknas koncentrationen löst i porvattnet, Cw [mg/l], enligt:

där:

Kd är fördelningskoefficienten mellan jord och vatten [l/kg]

θw är jordens vattenhalt [dm3 vatten/dm3 jord]

θa är jordens lufthalt [dm3 luft/dm3 jord]

H är Henrys konstant [dimensionslös]

ρb är torrdensiteten [kg/dm3]

DOC är halt löst/mobilt organisk kol i grundvattnet [kg/l]

KDOC är fördelningskoefficient mellan löst mobilt organiskt kol och vatten [l/kg]

För organiska ämnen beräknas Kd-värdet enligt:

där:

Koc är fördelningskoefficienten mellan vatten och organiskt kol [l/kg]

foc är viktsfraktionen organiskt kol i jorden [dimensionslös]

Koc-värdet bestäms antingen direkt från försöksdata eller beräknas från ämnets fördelningsfaktor mellan oktanol och vatten, Kow [l/kg] (van den Berg, 1995).

Föroreningens fördelning mellan jord och vatten, CFwater-mob [kg/l], ges av:


Koncentration av rörlig förorening4.2.1.2

För ämnen som binds starkt till organiskt material kan transport med det rörliga organiska materialet vara betydelsefullt för spridningen. För att ta hänsyn till detta beräknas halten av rörlig förorening i marken såsom, Cw_mob:

där:

DOC är halt löst/mobilt organiskt kol i markvattnet [kg/l]

KDOC är fördelningskoefficienten för mobilt organiskt kol [l/kg]

KDOC ges antingen som en ämnesspecifik parameter eller, om inget värde ges, beräknas den för organiska föroreningar som:

Halten rörlig förorening används för beräkning av spridning till grund-vatten och ytvatten. För avgång av ångor eller upptag av föroreningar i växter används koncentrationen av löst förorening.

Halt ånga i porluft4.2.1.3

Ångkoncentrationen i porluften, Ca [mg/dm3], ges av:

Föroreningens fördelning mellan jord och porluft, CFair [kg/l], ges av:

Halt i jord som kan innebära förekomst av fri fas4.2.1.4

Delmodellerna för fördelning av föroreningar i marken tar inte hänsyn till förekomst av föroreningar som en separat fri fas. Föroreningar i fri fas kan leda till en snabb spridning i stor omfattning. I riktvärdesmodel-len görs en separat kontroll för att förhindra att riktvärden överskrider den halt där aktuella föroreningar riskerar förekomma i fri fas i marken. De haltgränser i jord där fri fas riskerar uppkomma har beräknats enligt:

där:

Cfreephase är den halt i jorden där risk för fri fas föreligger [mg/kg TS]

Csol är ämnets löslighet i vatten [mg/l]

föRDElNiNg ocH TRANSpoRT AV föRoRENiNgAR 53mindre känslig markanvänd-ning kan till exempel vara kontor, handel och industri.


För ämnen som har mycket hög löslighet i vatten blir det beräknade värdet på Cfreephase mycket högt. Den maximala lösligheten som används i beräkningarna har därför satts till 1 000 mg/l.

För vissa ämnen såsom petroleumkolväten baserar sig riskgränsen för fri fas på empiriska data. Den justering som görs av det slutliga riktvär-det beskrivs i avsnitt 7.3.

FysIKALIsK-KemIsKA DAtA4.2.2

I riktvärdesmodellen ingår en databas med fysikalisk-kemiska data. Databasen redovisas i bilaga 1.

JORDARteR4.2.3

Fördelningen av föroreningar i marken beror till stor del på jordens egenskaper. För organiska föroreningar är halten organiskt kol viktig för fastläggningen, men även vattenhalt och lufthalt kan vara av betydelse. Lufthalten är viktig för transport av ångor i marken. Givna data i rikt-värdesmodellen är anpassade efter en normaltät jord, men modellen ger möjlighet att definiera egna jordarter genom att anpassa indata, se även bilaga 1.

transport av ångor från marken4.3 Flyktiga och halvflyktiga föreningar (t.ex. klorerade lösningsmedel, BTEX och kvicksilver) kan transporteras genom marken och tränga in i byggnader där de kan förorena inomhusluften. Även utomhusluften kan påverkas av ångor från marken. Koncentrationen ovanför mark-ytan kommer att vara lägre än koncentrationen i porluften, beroende på begränsningar i transporten av ångor genom marken samt utspädningen i omgivningsluften. Ett konstant förhållande antas råda mellan halten i markluft och halten ovanför markytan. Förhållandet beskrivs med en utspädningsfaktor. Koncentrationen i inomhus- eller utomhusluften ovanför marken, Cia eller Coa[mg/m3], ges av:

där:

DFa är utspädningsfaktorn mellan inomhusluft i byggnad (eller utom-husluft) och porluft [dimensionslös].

Hur utspädningsfaktorer tas fram beskrivs nedan.

tRANspORt AV åNGOR GeNOm mARKeN IN I byGGNADeR4.3.1

Utspädningsfaktorn för inomhusluft beräknas med en transportmodell som tar hänsyn till diffusion av ångor genom marken, inläckage av markluft i huset samt luftomsättningen i huset.

Transportmodellen för spridning av ångor in i byggnader förut-sätter ett hus med ett underliggande dränerande lager, se figur 4.1. Marken under det dränerande lagret är förorenad på ett visst djup. Transportmodellen baserar sig på att ångor diffunderar genom marken upp till det dränerande lagret. Därifrån kan de sugas in i huset.


Den mängd förorening som kan diffundera in i inomhusluften från mar-ken under huset per tidsenhet, Qground [mg/d], bestäms av:

där:

Z är djup till föroreningen [m]

De är diffusivitet för ånga i marken, en funktion av porositet och vatten halt [m2/d]

Ahouse är yta under huset [m2]

Ca är koncentration av förorening i porluft i den förorenade jorden [mg/m3]

Cdrain är koncentration av förorening i luften i det dränerande lagret [mg/m3]

Föroreningar antas transporteras genom marken antingen genom dif-fusion av ångor i luftfyllda porer eller genom diffusion av lösta ämnen i vattenfyllda porer. Båda processerna antas ske parallellt och jämvikt mel-lan porluft och porvatten antas råda lokalt. Därigenom kan en effektiv diffusivitet beräknas utifrån diffusiviteten i gasfas, diffusiviteten i vat-tenfas och Henrys konstant. Diffusion i vattenfas har störst betydelse för ämnen med lågt värde (mindre än 0,001) på Henrys konstant.

Diffusiviteten för ämnet i gasfas i marken beror av jordens porositet och andelen luftfyllda porer och beräknas enligt:

Qground

Ihouse

Vhouse

Ahouse

Cia

Cdrain

La

Z

Ca

Ihouse

Figur 4.1. schematisk bild av trans-portmodell för spridning av ångor in i byggnader.


Diffusiviteten i vattenfas beräknas enligt:

där:

θa är lufthalten i jorden [dimensionslös].

θw är vattenhalten i jorden [dimensionslös].

ε är jordens porositet [dimensionslös].

D0,g är ämnets diffusivitet i luft [m2/d].

D0,w är ämnets diffusivitet i vatten [m2/d].

Den totala ”effektiva” diffusiviteten beräknas enligt:

De = Dgas + Dwater/H

Den mängd förorening som kan ta sig ut från det dränerande lagret, Qhouse [mg/d] beräknas enligt modellen för radonhalt i hus (Åkerblom m.fl., 1990). Transporten av förorening in i huset ges av:

Halten av förorening inne i huset, Cia [mg/m3], bestäms av:

där:

La är läckage av markluft in i huset [m3/d].

Vhouse är husets inre volym [m3].

lhouse är luftomsättningen i huset [omsättning per dygn].

Med antagandet om att all förorening som diffunderar ut genom marken under huset läcker in i huset (Qground = Qhouse) kan koncentration i luften i det dränerande lagret elimineras från ekvationerna. Då erhålls ett uttryck för hur halten i porluft förhåller sig till halten inomhus, det vill säga ut-spädningsfaktorn till inomhusluft, DFia [dimensionslös]:

Parametrar och data som används i riktvärdesmodellen definieras i tabell 4.1.


Utspädningsfaktorn kan variera beroende på jordart och djup till föro-reningen. Den främsta orsaken till den stora skillnaden i utspädnings-faktorer mellan olika jordarter är variationen i vattenhalt. Diffusion av förorening genom en jord med mycket vattenfyllda porer sker betydligt långsammare än om porerna huvudsakligen är luftfyllda.

Transportmodellen för spridning av ångor in i byggnader beräknar med de givna parametrarna en utspädningsfaktor på cirka 1/10 000 för ämnen med Henrys konstant större än 0,1. Eftersom förhållandet mellan halt i ångfas och halten i vattenfas varierar kraftigt mellan olika ämnen blir utspädningsfaktorn ämnesspecifik. För ämnen med låga värden på Henrys konstant (mindre än 0,001) blir utspädningen lägre, exempelvis pentaklorfenol får en utspädningsfaktor på 1/1300. Det låga värdet på Henrys konstant innebär dock att halterna i ångfas vanligen blir låga.

Transportmodellen för spridning av ångor in i byggnader beräknar bara transport av flyktiga ämnen från förorenad jord. I vissa fall kan flyktiga ämnen spridas med grundvattnet, vilket gör att ångor transporte-ras upp till markytan även om marken ovanför har låga föroreningshal-ter. Ett exempel är klorerade lösningsmedel som kan spridas med grund-vattnet och påverka andra fastigheter än den ursprungligen förorenade.

tRANspORt AV åNGOR GeNOm mARKeN tILL UtOmHUsLUFt4.3.2

För exponering av ångor utomhus uppskattas utspädningen med en en-kel transportmodell som bygger på arbete från Miljöstyrelsen i Danmark (Miljøstyrelsen, 1998). Principen är att föroreningen diffunderar ut från en yta med en hastighet Q

ground [mg/s].

där:

Af är ytan på det förorenade området [m2].

De är den effektiva diffusiviteten för ångor i jorden [m2/s].

Z är djupet till föroreningen från markytan [m].

Ca är koncentrationen i porluften [mg/m3].

Tabell 4.1. Givna para-metrar och data för be-räkning av utspädnings-faktorer för inomhusluft

Husets inre volym, Vhouse [m3] 240

Inläckage av markluft, La [m3/d] 2,4 (0,1 m3/h)

Area husgrund, Ahouse [m2] 100

Luftomsättning i huset, Ihouse [d-1] 12 (0,5 h-1)

Diffusivitet i ren luft, D0,g [m2/d] 0,7 (8·10-6 m2/s)

Diffusivitet i rent vatten, D0,w [m2/d] 0,000086 (1·10-9 m2/s)

Lufthalt i jorden, θa [m3/m3]* 0,08

Jordens porositet, ε [m3/m3]* 0,4

Djup till förorening, Z [m] 0,35

* [dimensionslös]


Cground är koncentrationen i porluften vid markytan [mg/m3].

Vid markytan ger gränsskiktet till den strömmande luften också ett mot-stånd till transport som leder till att flödet [mg/s] kan beskrivas enligt:

där:

Csurf är koncentrationen i luften ovanför markytan [mg/m3].

kv är överföringskoefficienten för gränsskiktet vid ytan [m/s].Om dessa ekvationer kombineras får man följande uttryck:

Vinden som blåser över ytan ger en utspädning inom en viss blandnings-höjd, h. Blandningshöjden beror av sträckan vinden blåser över, lv, och kan uppskattas vara 0,08 · lv i vindriktningen. Koncentrationen omedel-bart på läsidan av området (Coa) blir då:

där b är bredden på det förorenade området som vinden blåser över och v är vindhastigheten. Transporten från området blir då koncentrationen gånger tvärsnittsarean som luften rör sig genom vid kanten av på området:

Massbalans ger att Qin = Qout. Vidare gäller att Af = b · lv och dessutom antas att Csurf är mycket mindre än Ca, vilket ger:

Utspädningsfaktorn för utomhusluft, DFoa [dimensionslös], definieras som:

I transportmodellen för spridning av ångor till utomhusluft används vindhastigheten v = 1 m/s för förhållanden med svag vind. Djupet till för o-reningen antas vara Z = 0,35 m i de givna scenarierna. Parametern som styr avgången från markytan, kv har satts till 25 m/d (0,0003 m/s), vilket


motsvarar förhållandena för en plan yta vid den aktuella vindhastigheten. Antagandet att h = 0,08 lv gäller inte för obegränsade sträckor, men me-toden bedöms ge rimliga resultat för längder upp till cirka 100 meter.

Utspädningsfaktorn för utomhusluft är ämnesspecifik. För ämnen med låga värden på Henrys konstant (mindre än cirka 0,001) kan ämnet transporteras upp mot markytan i vattenfyllda porer vilket ger en lägre utspädningsfaktor. Exempelvis är utspädningsfaktorn till utomhusluft för PAH-H i det generella fallet cirka 1/2000. För vissa parameterkombina-tioner kan den beräknade utspädningsfaktorn vara lägre för utomhusluft än för inomhusluft. Eftersom låga utspädningsfaktorer uppkommer för ämnen som har mycket låg flyktighet (mycket låga värden på Henrys kon-stant), blir de halter som uppkommer i utomhusluft låga och denna expo-neringsväg har därför normalt underordnad betydelse för riktvärdet.

transport av föroreningar till grundvatten4.4 Lakning av föroreningar från jordar och transport av föroreningar i jordar är platsspecifika processer. En rad olika platsspecifika faktorer är avgörande för hur brunnar kan påverkas och dessa kan variera inom vida intervall. Exempel på faktorer är grundvattenbildning, hydrau-lisk konduktivitet i grundvattenförande lager, topografi samt brunnens kapa citet och typ. Transportmodellen för spridning av föroreningar till grundvattenbrunnar liknar den transportmodell som används i den ne-derländska HESP-modellen (Shell, 1994) och den beräkningsmodell som används för att ta fram amerikanska markscreeningsnivåvärden (USEPA, 1996). Transportmodellen uppskattar utspädningen mellan porvattnet och grundvattnet i en mindre brunn nedströms det förorenade området och gäller för brunnar i de lösa jordlagren (modellen gäller inte för berg-borrade brunnar). Transportmodellen bedöms ge rimliga uppskattningar av föroreningsutspädningen och innehåller en rad platsspecifika para-metrar som vid behov kan anpassas till aktuella förhållanden. Följande antaganden görs:

Föroreningarna lakas ut av infiltrerande nederbörd och transporteras �

genom jorden ned till grundvattenytan. Föroreningarna kan också lakas ut av grundvatten som passerar genom den förorenade jorden.

Koncentrationen i porvattnet antas motsvara koncentrationen i jäm-�

vikt med totalhalten i jorden med hänsyn till effekten av förorening som binds till rörligt organiskt kol i jorden enligt avsnitt 4.2.

När det infiltrerande vattnet når grundvattnet sker en utspädning med �

grundvatten som har sitt ursprung uppströms det förorenade området.

Under föroreningarnas transport med grundvattnet sker ytterligare �

utspädning eftersom det förorenade vattnet blandas med vatten som strömmar djupare ned eller vid sidan om föroreningsplymen samt vat-ten som infiltrerar mellan det förorenade området och brunnen.

I transportmodellen för spridning av föroreningar till grundvatten-�

brunnar görs antagandet att ingen fastläggning av föroreningar sker under transporten samt att det inte förekommer någon nedbrytning av föroreningar.


I transportmodellen för spridning av föroreningar till grundvatten-�

brunnar tas ingen hänsyn till eventuell utspädning som kan ske om brunnen även har upptagsområden som inte är förorenade.

Transportmodellen för spridning av föroreningar till grundvatten-�

brunnar tar ingen hänsyn till att andra föroreningskällor kan påverka samma grundvatten akvifer.

UtspÄDNINGsFAKtOR FöR FöROReNING 4.4.1 OVANFöR GRUNDVAtteNytAN

I figur 4.2 presenteras en schematisk bild av delmodellen som används för beräkning av utspädningsfaktorn om föroreningen ligger i markytan ovanför grundvatten nivån.

Koncentrationen av föroreningen i brunnen, Cgw-well [mg/l], beräknas enligt:

Cgw-well = DFgw-well · Cw_mob

I ekvationen är Cw_mob halten av rörlig förorening i marken [mg/l], se avsnitt 4.2.

Utspädningsfaktorn DFgw-well [dimensionslös] beräknas enligt följande:

där:

L är längden av det förorenade området i flödesriktningen [m].

Ir är grundvattenbildningen [m/år].

W är bredden av det förorenade området vinkelrätt flödesriktning [m].

K är den hydrauliska konduktiviteten hos jorden [m/år].

i är den hydrauliska gradienten [m/m].

dmix-well är tjockleken på blandningszonen [m].

Akvifer

Markyta

Grundvattenivå

Föroreningskälla

BrunnIr

w

daq

Tyckte att den första figuren var överflödig då man får in all info i en figur?

(Dom som läser denna rapport vet/förstår väl att detta är en schematisk bild och att föroreningar inte är rätblocksformade)

L

ymix-well

dmix-well

xwell

Grundvattenflöde

Figur 4.2. Delmodell för beräkning av utspäd-ningsfaktor för brunn nedströms ett förorenat område där föroreningen ligger ovanför grund-vattenytan.


ymix-well utgör tillsammans med bredden på det förorenade området (W) utbredningen av blandningszonen [m].

xwell är avståndet från det förorenade området till brunnen [m].

daq är akviferens mäktighet [m].

Tjockleken (dmix-well) respektive utbredningen (ymix-well) av blandningszonen ges av följande uttryck:

dmix-well kan dock inte överstiga akviferens mäktighet daq.

UtspÄDNINGsFAKtOR FöR FöROReNING 4.4.2 UNDeR GRUNDVAtteNytAN

I figur 4.3 presenteras en schematisk bild av delmodellen som används för beräkning av utspädningsfaktorn om föroreningen ligger under grundvattenytans nivå.

När markföroreningen ligger under grundvattenytans nivå beräknas koncentrationen av föroreningen i brunnen, Cgw-well [mg/l], enligt föl-jande:

Cgw-well = DFgw-well · Cw_mob

I ekvationen är Cw_mob koncentrationen av mobila föroreningar i grund-vatten [mg/l], se avsnitt 4.2. Utspädningsfaktorn DFgw-well [dimensionslös] beräknas enligt:

Brunn

Markyta

Grundvattenivå

FöroreningskällaIr

daq

Zfymix-well

dmix-well

xL

Grundvattenflöde

w

Figur 4.3. Delmodell för beräkning av utspädnings faktor för brunn nedströms ett förorenat område där föroreningen ligger under grundvattenytan.


där:

W är bredden av det förorenade området [m]

Zf är djupet av förorenad mark under grundvattnets nivå [m]

dmix-well är tjockleken på blandningszonen där förorenat vatten späds med infiltrerande nederbörd [m]. Parametern dmix-well beräknas enligt ekvation i avsnitt 4.4.1.

ymix-well utgör tillsammans med bredden på det förorenade området (W) utbredningen av blandningszonen där förorenat vatten späds med infiltrerande nederbörd [m]. Parametern ymix-well beräknas enligt ekvation i avsnitt 4.4.1.

transport av föroreningar till ytvatten4.5 I transportmodellen för spridning av föroreningar till ytvatten beräk-nas de halter som kan uppkomma i en ytvattenrecipient. Spridningen till ytvatten hanteras i riktvärdesmodellen genom att anta att förore-nat porvatten transporteras med grundvattnet till en ytvattenrecipient. Beräkningen bygger således på den sammantagna utspädningen mel-lan det förorenade området och ytvattenrecipienten. Beräknade föro-reningshalter i ytvattnet jämförs sedan med haltkriterier för ytvatten. Transportmodellen för spridning av föroreningar till ytvatten bygger på följande antaganden:

Hänsyn tas inte till fördröjning eller nedbrytning av föroreningar �

under transporten till recipienten.

En fullständig omblandning av det förorenade vattnet antas ske i �

recipienten.

Ansamling av föroreningar i sediment eller frigörelse av förorening-�

ar från sediment beaktas inte.

Bakgrundshalter i ytvattnet eller andra källor som belastar ytvattnet �

ingår inte i transportmodellen för spridning av föroreningar till yt-vatten.

Förångning och nedbrytning av föroreningar när de nått ytvattnet �

beaktas inte.

UtspÄDNINGsFAKtOR FöR FöROReNING 4.5.1 OVANFöR GRUNDVAtteNytAN

För föroreningar ovanför grundvattenytan antas utlakning av föro-reningar från jorden ske med infiltrerande nederbörd, som för med sig föroreningarna i en halt som motsvarar jämviktskoncentrationen. Utspädningsfaktorn beräknas som kvoten av den infiltrerande nederbör-den som passerat jord med förorening och vattenföringen i vattendraget.

Föroreningskoncentrationen, Csw [mg/l], i ett ytvatten nedströms ett förorenat område beräknas enligt:

Csw = DFsw · Cw_mob


I ekvationen är Cw_mob koncentration av rörlig förorening i porvattnet [mg/l] inklusive sådant som är bundet till rörligt organiskt kol, se avsnitt 4.2. Utspädningsfaktorn DFsw [dimensionslös] beräknas enligt följande:

där:

L är längden av det förorenade området i flödesriktningen [m].

Ir är grundvattenbildningen [m/år].

W är bredden av det förorenade området [m].

Qsw är flödet i vattendraget [m3/år].

För utflöden till sjöar kan flödet Qsw beräknas utgående från sjöns volym och omsättningshastighet enligt:

där:

Vlake är sjöns volym [m3]

tlake är sjöns omsättningstid [år]

UtspÄDNINGsFAKtOR FöR FöROReNING 4.5.2 UNDeR GRUNDVAtteNytAN

När markföroreningen ligger under grundvattenytans nivå antas utlak-ning av föroreningar ske med grundvattenflödet genom den förorenade jorden. Utspädningsfaktorn beräknas som kvoten av grundvattenflödet som passerar jord med förorening och vattenföringen i vattendraget.

Utspädningsfaktorn DFsw [dimensionslös] beräknas enligt följande:

där:

K är den hydrauliska konduktiviteten hos jorden [m/år].

i är den hydrauliska gradienten [m/m].

W är bredden av det förorenade området [m].

Zf är djupet av förorenad mark under grundvattnets nivå [m].

Upptag av föroreningar i växter4.6 Växter på förorenade områden kan ta upp föroreningar via rötterna, ge-nom deponering av jordpartiklar på växtens ytor eller genom upptag av ångor genom växtytan. Metoder för att uppskatta föroreningskoncentra-tionen i växter i förorenade områden är under utveckling. Delmodellen


för upptag av föroreningar i växter baserar sig på antagandet att kon-centrationen av en förorening i en växt står i jämvikt med föroreningens koncentration i marken. Växtupptagsfaktorn beskriver föroreningarnas jämviktskoncentration i växten. I delmodellen för upptag av förore-ningar i växter används en växtupptagningsfaktor för att representera upptaget till växtens rotdelar, BCFroot, och en faktor för växtens ovan-jordsdelar (blad, stam och frukt) BCFstem.

metALLeR4.6.1

För metaller beror växtupptagsfaktorer (BCFroot och BCFstem) i stor ut-sträckning på miljöfaktorer och markförhållanden som pH, redoxpo-tential, innehåll av organiskt material och lerinnehåll. I delmodellen för upptag av metaller i växter har empiriska data för växtupptagsfaktorer använts. Dessa värden anges som förhållandet mellan torrviktshalten föroreningar i växten och torrviktshalten i jorden, BCFd. Den totala biokoncentrationsfaktorn för metaller [(mg/kg färsk växt) / (mg/kg torr jord)] ges av:

där rstem respektive rroot är förhållandet torrvikt-färskvikt för bladgrönsa-ker respektive rotsaker. De faktorer för växtupptag som används redovi-sas i bilaga 1.

ORGANIsKA ÄmNeN4.6.2

För huvuddelen organiska ämnen beräknar delmodellen för upptag av organiska ämnen växtupptaget i olika delar av växten. Delmodellen tar hänsyn till olika processer för upptag, omfördelning och avgång från olika växtdelar och beräknas utifrån föroreningens kemiska egenskaper (fördelningen oktanol-vatten, Kow). Delmodellen har uppdaterats utifrån den utveckling som har skett av modeller för växtupptag (RIVM, 2001; Trapp, 2002; ECB, 2003). Upptaget i rötter beskrivs som en jämvikts-process där upptag bland annat beror på växtens halt organiskt kol. Upptaget i växtens delar ovan jord sker genom transport från roten samt även upptag och avgång mellan bladytor och omgivande luft. För en närmare beskrivning, se bilaga 3.

Modellen för organiska ämnen beräknar BCF-värden baserade på förhållandet mellan färskviktshalten föroreningar i växten och halten i jordens porvatten BCFf. Därför måste även hänsyn tas till hur stor andel av föroreningen som finns i porvattnet. Den totala biokoncentrationsfak-torn, Kpl [(mg/kg färsk växt) / (mg/kg torr jord)] ges av:

där:

fleaf är andel av växtkonsumtionen som utgörs av blad- och stjälkgrön-saker [dimensionslös].

froot är andel av växtkonsumtionen som utgörs av rotfrukter [dimen-sionslös].


Den sista delen av ekvationen beskriver fördelningen mellan jord och porvatten med definition enligt avsnitt 4.2. Växtkonsumtionen antas bestå av 50 procent blad- och stjälkgrönsaker och 50 procent rotfrukter.

OORGANIsKA ÄmNeN UtOm metALLeR4.6.3

För oorganiska ämnen som inte är metaller antas att föroreningshalten i växtens vätska är densamma som i jordens porvatten. BCFstem-f och BCFroot-f motsvarar i detta fall torrsubstanshalten i växten såsom (1 - r). Den totala växtupptagsfaktorn beräknas sedan på samma sätt som för organiska ämnen.

Upptag av föroreningar i fisk4.7 Delmodellen för upptag av föroreningar i fisk ingår inte riktvärdesmo-dellen för de generella fallen KM och MKM, men delmodellen finns att tillgå i beräkningsprogrammet. Delmodellen bygger på att förorenings-halten i fisk uppskattas med hjälp av en biokoncentrationsfaktor. Det är samma metodik som i den norska riktvärdesmodellen (SFT, 1999) och i den nederländska modellen SEDISOIL (Bockting m.fl., 1996).

För metaller och andra oorganiska ämnen finns litteraturdata angivna för biokoncentrationsfaktorn, BCFfish [(mg/kg våtvikt) / (mg/l)]. Data finns för de flesta metaller.

För organiska ämnen beräknas biokoncentrationsfaktorn utgående från ämnets Kow-värde och uppskattad fetthalt i fisk enligt:

där Ifish är fetthalten i fisk [viktfraktion].

På samma sätt som i SEDISOIL har BCFfis begränsats så att om log Kow > 6 beräknas biokoncentrationsfaktorn enligt:

Halten i fisk, Cfish [mg/kg], beräknas som:

där Csw är föroreningskoncentrationen i ytvatten.

Användning av delmodellen ger en grov uppskattning av vilka förore-ningshalter som kan förekomma i fisk i en recipient vid ett förorenat område. Om beräkningar med delmodellen indikerar att höga förore-ningshalter kan förekomma i fisk, bör detta kontrolleras med mer detal-jerad modellering eller genom direkta mätningar (till exempel analys av fiskvävnad eller organ). Använda parametrar redovisas i bilaga 1.


Att tänka på för platsspecifika riktvärden 4.8 för transport och spridning

pLAtsspeCIFIKA 4.8.1 KD-VÄRDeN

Mobiliteten av metaller varierar kraftigt beroende på föroreningens ke-miska form, markens egenskaper och markkemin. De generella fördel-ningsfaktorerna (Kd-värden) som används för metaller i riktvärdesmodel-len är satta för att inte underskatta rörligheten av metallerna och därmed spridningen till omgivningen. Vid en platsspecifik riskbedömning kan det ibland finnas skäl att revidera fördelningsfaktorerna. Fördelningsfaktorer (Kd-värden) kan utvärderas från lakförsök, men även genom en jämfö-relse mellan uppmätta halter i jord och i grundvatten.

Inför laktester och utvärdering av Kd-värden bör följande noteras:

Utlakning är en storskalig egenskap och laktester kan därför göras �

på samlingsprover. Provet bör inte innehålla jord av olika karaktär eller föroreningsinnehåll.

Tester bör göras på jord med olika föroreningsinnehåll, eftersom �

det kan påverka lakningsegenskaperna.

Laktester ger ofta något högre � Kd-värden än vad som kan förväntas i marken beroende på att vatten mängden i laktestet är större än i marken. Detta ger en utspädning av förorening som lätt lakar ut.

Vid sammanvägning av flera laktester bör harmoniska medelvär-�

den användas (se bl.a. Gustafsson m.fl. 2007). Aritmetiska medel-värden kan ge för låg vikt till enskilda prover med låga Kd-värden, som bidrar signifikant till spridningen.

Jämförelser mellan uppmätta halter i jord och i grundvatten ger en ge-nerell bild av föroreningens utlakning i nuläget. Jämförelsen kan göras lokalt i en provpunkt eller i form av medelvärden över större områden. Beräknas Kd-värde från lokalt uppmätta jord- och grundvattenhalter uppstår osäkerheter, eftersom halterna i grundvattnet kan påverkas av jordföroreningen i ett större område. Det är inte heller säkert att jämvikt råder mellan jord och grundvatten. Om medelvärden används finns risk att utspädningseffekter gör att man underskattar halterna i grundvattnet. Uppmätta halter i grundvatten kan också variera kraftigt under året och tidserier kan därför krävas.

Generellt gäller att båda metoderna för uppskattning av platsspecifika Kd-värden innehåller felkällor som kan innebära att lakningen i ett lång-tidsperspektiv underskattas. En samlad analys bör göras av de data som finns tillgängliga, till exempel resultat av laktester som jämförs med upp-mätta halter i mark och i grundvatten. Tonvikten bör läggas på de lägre Kd-värden som metoderna ger. Om den integrerade analysen visar att lakbarheten för ett ämne avviker väsentligt (mer än cirka 50 till 100 pro-cent) från den som anges av generella ämnesdata kan en platsspecifik justering av fördelningsfaktorerna vara motiverad. Eventuella framtida förändringar i lakbarheten, exempelvis beroende på förändrad markkemi (pH, redox, halt organiskt material) beskrivs inte direkt av lakförsök utan måste bedömas med andra metoder.


Metoder för att ta fram platsspecifika Kd-värden har behandlats i flera projekt inom Naturvårdsverkets kunskapsprogram Hållbar Sanering (Elert m.fl., 2006, Elert m.fl., 2008, Gustafsson m.fl., 2007).

För organiska ämnen beräknas Kd -värdet från ämnets Koc-värde samt halten organiskt kol i marken. I en platsspecifik bedömning bör därför halten organiskt kol i marken undersökas. Det värde som används i rikt-värdesmodellen för halten organiskt kol bör ligga i intervallet 0,5 till 15 viktsprocent (se vidare bilaga 1).

tRANspORt AV åNGOR IN I byGGNADeR4.8.2

När transportmodellen för spridning av ångor in i byggnader används för framtagning av platsspecifika riktvärden är det viktigt att ta hänsyn till följande:

De jordegenskaper som ska användas för att beräkna spridningen �

gäller för markskiktet som ångorna passerar innan de når mark-ytan, det vill säga mellan föroreningen och markytan.

Transportmodellen för spridning av ångor in i byggnader beaktar �

endast diffusion av ångor och lösta föroreningar i marken. Om värme- eller gasbildande processer förekommer i marken kan trans-porten genom marken vara högre. Transportmodellen beaktar inte strömmande vatten i marken. Uppåtriktad vattenströmning i den omättade zonen ovanför grundvattenytan kan ske på grund av kapillära effekter. Detta medför en mer effektiv transport av förore-ning och kan medföra lägre utspädningsfaktorer.

Om förorening ligger under grundvattenytan bör parametern � Z (djupet till föroreningen) inte sättas större än djupet till grund-vattenytan. Detta eftersom lösta föroreningar kan transporteras med det strömmande vattnet, vilket går väsentligt snabbare än dif-fusion.

Transportmodellen för spridning av ångor in i byggnader beräknar �

inte förångning från förorenat grundvatten. Spridning av flyktiga föroreningar med grundvattnet kan innebära att byggnader som ligger i omgivningen, även långt utanför det förorenade området, kan påverkas av ånginträngning. Därför bör en riskbedömning av flyktiga föroreningar även innefatta analys och bedömning av halter i grundvattnet. Den beräkningsmetodik som används i transport-modellen kan även anpassas för att beräkna risker för transport av ångor från förorenat grundvatten.

Läckage av markluft in i byggnader kan variera kraftigt beroende �

på byggnadens konstruktion och status. Brister i tätningar kan ge höga inflöden av markluft. För befintliga hus är mätningar i inom-husluft (eventuellt tillsammans med mätningar av porluft) att före-dra framför modellering.

Olika åtgärder kan vidtas för att minska inträngning av markluft. En genomgång av bostäder som radonsanerats ger viss information av effektiviteten av åtgärder (Clavensjö, 2002). Undersökningen visar att radonsanering ger en minskning av halten radon inomhus med i


genomsnitt cirka sju gånger i villor och cirka tre gånger i lägenheter. Spridningen är stor, totalt cirka 3 till 30 gånger (10-percentil och 90-per-centil). Viktigt är också att beakta åtgärdernas långsiktighet. Uppföljning av resultat efter radonsaneringar visar att efter 20 år så har radonhalter-na ökat igen i cirka hälften av bostäderna. I en fjärdedel av bostäderna var ökningen mer än 20 procent. Den kvarvarande minskningen är cirka sex gånger för villor och två och en halv gånger för lägenheter.

tRANspORt AV FöROReNINGAR I GRUNDVAttNet4.8.3

I transportmodellen för spridning av föroreningar i grundvattnet beräk-nas en utspädningsfaktor för att uppskatta hur mycket föroreningen i porvatten i den förorenade marken späds ut innan det når en brunn ned-ströms. Utspädningsfaktorn är därför en viktig faktor vid beräkning av exponering via dricksvatten och skyddet av grundvatten.

Utspädningen beräknas med en enkel hydrologisk modell som tar hänsyn till infiltration och grundvattenflöde i en jordakvifer. Modellen är inte anpassad för att beräkna utspädning till bergborrade brunnar. Med riktvärdesmodellen är det möjligt att få orimligt höga utspädningsfakto-rer genom att ansätta vissa kombinationer av parametervärden, som var för sig inte är orimliga. Till exempel om höga hydrauliska konduktivite-ter kombineras med kraftiga gradienter. Därför behöver en rimlighetsbe-dömning av uppskattade utspädningsfaktorer göras i alla platsspecifika beräkningar. Detta kan göras genom enkla vattenbalansberäkningar eller hydrologiska modeller. Till stöd för denna jämförelse redovisar riktvär-desmodellen grundvattenflödet samt den totala mängden som infiltrerar i det förorenade området.

tRANspORt AV FöROReNINGAR tILL ytVAtteN4.8.4

Transportmodellen för spridning av föroreningar till ytvatten har be-gränsningar som bör beaktas när platsspecifika data för utspädningen till ytvatten tas fram. Hänsyn bör exempelvis tas till att:

I de flesta vattendrag varierar vattenföringen kraftigt över året och �

under stora delar av året är vattenföringen lägre än årsmedelvärdet.

Ofullständig inblandning av förorenat vatten, till exempel där föro-�

renat grundvatten flödar in i recipienten, gör att mycket högre föro-reningshalter än de beräknade kan förekomma lokalt.

Föroreningar som binds kraftigt till partiklar späds inte ut på sam-�

ma vis som vattenlösta ämnen gör under grundvattentransporten, utan kan sedimentera inom ett begränsat område med höga förore-ningshalter i sediment till följd.

Transportmodellens begränsningar blir mest tydliga då den tillämpas på vattendrag med stor vattenföring, vilket ger höga utspädningsfaktorer. I sådana fall kan transportmodellens beräknade ytvattenhalter motsvara haltkriterierna trots att beräkningarna visar att orimligt stora förore-ningsmängder släpps ut i recipienten.

De antaganden som görs om fullständig omblandning innebär att delmodellen kan ge missvisande resultat för vattendrag med stor vatten-


föring, större sjöar eller kustvatten. Med den totala vattenföringen eller vattenomsättningen får man en överdrivet stor utspädning, vilket gör att delmodellen för transport av föroreningar till ytvatten ”tillåter” utsläpp av stora föroreningsmängder, se vidare avsnitt 6.3.3.

UpptAGsFAKtOR FöR VÄXteR4.8.5

För de fall där tillförlitliga empiriska data finns kan BCFstem-d och BCFroot-d ges direkt som indata. I detta fall anges för alla typer av föro-reningar (metaller, organiska och oorganiska ämnen) BCF-värden som förhållandet torrviktshalten föroreningar i växten och torrviktshalten i jorden.

Det är viktigt att noga kontrollera enheten när BCF-värden från olika datakällor används, eftersom BCF-värden kan definieras utgående från halten färskvikt eller torrvikt växt samt utgående från halt per torrvikt jord eller från halten i porvattnet.


tänk på att förorenings-spridning till en vanlig sjö kan påverka kvaliteten i sjöar och vattendrag långt från det för orenade området.

RiKTVäRDEN föR SKyDD AV MARKMiljöN 71


Kapitlet redovisar hur riktvärden för skydd av markmil-jön beräknas. Riktvärden för skydd av markmiljön anger den föroreningshalt i jorden under vilken ekosystemet har förmåga att utföra de funktioner som förväntas inom ramen för den tänkta markanvändningen. Riktvärdena baseras på ekologiska kvalitetskriterier framtagna av myndigheter i flera olika länder. två metoder används för att ta fram kvalitetskriterierna. Den första metoden går ut på att påverkan på arter eller ekologiska proces-ser beskrivs med en statistisk fördelning framtagen ur resultat från ekotoxikologiska tester. Den andra metoden går ut på att det lägsta värdet av tillgängliga toxicitets-data dividerat med en säkerhetsfaktor används. Den se-nare metoden används när dataunderlaget är begränsat.

Riktvärden för effekter i markmiljön har tagits fram för två skyddsnivåer för markmiljön, känslig mark-användning (Km) och mindre känslig markanvändning (mKm). Riktvärdena baseras på skydd av markmiljön som motsvarar skydd av 75 procent av marklevande ar-ter för känslig markanvändning (Km) och 50 procent av marklevande arter för mindre känslig markanvändning (mKm). skydd av 75 procent av arterna innebär dock

inte automatiskt att 25 procent av arterna påverkas.metoden för att ta fram riktvärden för skydd av mark-

miljön bygger på en samlad utvärdering av resultat från generella ekotoxikologiska tester på ett urval av arter. Det är därmed svårt att anpassa till platsspecifika för-utsättningar. Vidare är det tillgängliga dataunderlaget bristfälligt för många ämnen, vilket gör det svårt att uppskatta säkerhetsmarginalen till nivåer där negativa effekter uppkommer.

Kraven som ställs på skydd av markfunktion kan i viss mån göras platsspecifika genom högre eller lägre krav jämfört med Naturvårdsverkets generella riktvärden för Km eller mKm. Det är dock mindre lämpligt att till exempel definiera olika skyddsnivåer för markmiljön för olika djup i marken. Jordens betydelse för markens tota-la ekologiska funktion avtar med djupet i en omfattning som beror på jordartsförhållanden, hydrologiska förhål-landen och typ av ekosystem, men det är hela jordpro-filen som utgör ett ekologiskt system. markekosystemet avgränsas inte heller i plan av att olika användningsom-råden på markytan förekommer, utan samverkan sker mellan olika delområden.

Riktvärden för skydd 5 av markmiljön

Riktvärden baserade på effekter i markmiljön5.1 Riktvärdet för skydd av markmiljön betecknas Eonsite [mg/kg]. Eonsite har tagits fram för två skyddsnivåer för markmiljön, Känslig Markanvändning (KM ) och Mindre Känslig Markanvändning (MKM). Miljöriktvärdena för de två skyddsnivåerna betecknas med EKM respektive EMKM.

metODIK FöR Att tA FRAm RIKtVÄRDeN FöR mARKmILJö5.1.1

Riktvärden för skydd av markmiljön indikerar en föroreningshalt under vilken ekosystemet har förmåga att utföra de funktioner som förväntas inom ramen för den tänkta markanvändningen. Riktvärdena baseras på dos-effektdata från ekotoxikologiska studier, som till exempel enartstester eller studier av ekologiska processer. De data som används är så kallade


icke-effekt-koncentrationer (NOEC) det vill säga föroreningshalt vid vil-ken inga negativa effekter observerats. I de fall tillgängliga data är begrän-sade kan andra data användas, till exempel föroreningshalt där 50 procent av testorganismerna visar negativa effekter. Dessa data omräknas för att motsvara icke-effektnivån, oftast med hjälp av säkerhetsfaktorer.

När man tar fram riktvärden för skydd av markmiljön bör data från marklevande organismer användas. När dataunderlaget är bristfälligt extrapoleras i vissa fall data från andra media, till exempel används ekotoxikologiska data för vattenlevande arter när data för marklevande arter är otillräckliga. De studerade effekterna bör också verka på po-pulationsnivå (t.ex. på reproduktion, förändrad tillväxt eller beteende). Tester där subletala (icke-dödliga) effekter studeras är att föredra fram-för tester som mäter överlevnad eller dödlighet. Vidare är tester med kronisk exponering att föredra framför tester med exponering endast under en kortare tid.

Två huvudmetoder används för att ta fram en föroreningshalt i mil-jön som motsvarar en acceptabel effektgrad.

Fördelningsmetoden: Påverkan på arter eller ekologiska processer �

beskrivs med en statistisk fördelning framtagen från tillgängliga testresultat. Fördelningen anger andelen skyddade arter eller processer som funktion av halt. Ofta används en normal- eller log-normalfördelning. Riktvärdet motsvarar en viss punkt på för-delningen. Vilken punkt som används beror på riktvärdets syfte och vad som ses som en acceptabel grad av miljöskydd eller effekt.

Säkerhetsfaktormetoden: Säkerhetsfaktorer används främst när �

tillgängliga data är begränsade. Ofta används det lägsta värdet av tillgängliga toxicitetsdata dividerat med en säkerhetsfaktor. Värdet på säkerhetsfaktorn väljs för att ta hänsyn till typen av toxicitets-data, mängden och spridningen av data bland olika funktionella eller taxonomiska grupper samt farligheten av föroreningen.

Den första metoden, fördelningsmetoden, är en mer kvantitativ metod eftersom den uppskattar hur stor andel av arterna i ekosystemet som skyddas. Metoden ställer ofta högre krav på dataunderlagets omfattning och spridning över olika organismgrupper. Av statistiska skäl krävs minst fyra toxicitetsdata från olika taxonomiska grupper för att göra en art-känslighetsfördelning. Vid färre än fyra data används en säkerhetsfaktor. Det finns stor risk att överskatta risken med säkerhetsfaktorer om data-underlaget är mycket bristfälligt. I dessa fall bestäms säkerhetsfaktorer ofta utifrån policybeslut snarare än utifrån ämnets toxicitet.

När riktvärden för skydd av markmiljön har tagits fram har även tillgängliga riktvärden framtagna för grupper av organismer högre upp i näringskedjan (däggdjur och fåglar) tagits med i bedömningen.

Olika skyddsnivåer används för känslig markanvändning (KM) respek-tive mindre känslig markanvändning (MKM). För känslig markanvändning sätts skyddsnivån så att markens förmåga att utföra ekologiska processer (till exempel markandning och omsättning av näringsämnen) inte begränsas. I riktvärdesmodellen utgår man från att 75 procent av de marklevande ar-terna skyddas vid KM. För vissa föroreningar finns även fältdata som visar att markprocesserna inte påverkas om 75 procent av arterna skyddas.

RiKTVäRDEN föR SKyDD AV MARKMiljöN 73

För att beräkna den halt förorening i marken som innebär att 75 pro-cent av arterna skyddas från negativa effekter används artkänslighetsför-delningar (för arter eller markprocesser), för de ämnen där sådana finns. Eftersom fördelningarna bygger på icke-effekt-koncentrationer kan detta ge en säkerhetsmarginal vid uppskattning av riskerna. Detta medför också att ett skydd av 75 procent av arterna inte är det samma som att 25 procent av arterna skulle påverkas negativt, det vill säga skyddet kan vara större.

Vid mindre känslig markanvändning bör marken kunna stödja de ekologiska funktioner som krävs av markanvändningen, till exempel odling av prydnadsväxter, gräs och annan vegetation för att förhindra damning och erosion. Djur bör också tillfälligt kunna vistas inom områ-det. Riktvärden har därför valts som motsvarar skydd av 50 procent av marklevande arter. Även i detta fall används artkänslighetsfördelningar om sådana finns tillgängliga för att beräkna de halter i marken där 50 procent av arterna skyddas från negativa effekter.

DAtAUNDeRLAG5.1.2

Riktvärdena för skydd av markmiljö och en beskrivning av hur de ta-gits fram ges i bilaga 1. Miljöriktvärdena motsvarar en god bedömning utifrån det i dagsläget befintliga, tillgängliga dataunderlaget. De är dock inte beräknade på samma vetenskapliga grund som de hälsoriskbaserade riktvärdena.

Att tänka på för platsspecifika 5.2 riktvärden för markmiljön

pLAtsspeCIFIKA KRAV på sKyDD AV mARKmILJöN5.2.1

Kraven som ställs på skydd av markfunktion kan i viss mån göras plats-specifika, med högre eller lägre krav jämfört med Naturvårdsverkets generella riktvärden för KM och MKM. I omgivningar som har högt skyddsvärde eller som är viktiga för den biologiska mångfalden (t.ex. skyddade områden, riksintressen för naturvården, Natura 2000-områden och liknade, eller i omgivningar som idag är lite eller måttligt belastade av föroreningar) bör kraven på skydd av markmiljön vara höga.

I tydligt belastade områden (exempelvis tätorter) bör kraven på skydd av markmiljön vara hög för känsliga markanvändningar, till exempel bostadsområden och grönområden.

Vid mindre känsliga markanvändningar (industriområden, affärs-områden, större vägar) är markmiljön ofta redan påverkad av olika verksamheter. Jorden eller markmaterialet som ger begränsade förutsätt-ningar för att återskapa en miljö som kan stödja naturliga funktioner och andra förutsättningar än föroreningssituationen kan också omöjlig-göra eller försvåra etablering av växter och djur, till exempel när marken utgörs av en del typer av fyllnadsmassor. I sådana områden är det inte alltid lika motiverat med höga skyddskrav på markmiljön. Det är dock mycket viktigt att beakta riskerna för spridning och omgivningspåverkan av föroreningarna, i kort och långt tidsperspektiv.

Den modell som används för att ta fram riktvärden för skydd av markmiljön bygger på en samlad utvärdering av resultat från generella


ekotoxikologiska tester av ett urval av arter och är därmed svår att an-passa till platsspecifika förutsättningar. Vidare är det tillgängliga data-underlaget bristfälligt för flera ämnen, vilket gjort det svårt att fastställa vilken föroreningshalt i marken som motsvarar en given skyddsnivå. Därmed är det också svårt att uppskatta säkerhetsmarginalen till nivåer där negativa effekter uppkommer.

Höga krav på skydd av markmiljön bör generellt ställas för förore-ningar som är persistenta och bioackumulerbara och som därför kan leda till miljöpåverkan på sikt. Detta gäller även ämnen som har toxiska egenskaper som inte kan detekteras i enkla ekotoxikologiska tester (t.ex. ämnen med hormonell påverkan). Från samhällets sida finns en målsätt-ning att fasa ut eller kraftigt begränsa denna typ av ämnen, uttryckt i de nationella miljömålen.

sKyDD AV mARKmILJöN på OLIKA DJUp5.2.2

Eftersom hela jordprofilen utgör ett ekologiskt system är det generellt mindre lämpligt att definiera olika skyddsnivåer för markmiljön för olika djup i marken. Jordens betydelse för markens totala ekologiska funktion förväntas avta med djupet. Det djup som är väsentligt för att stödja mar-kens funktion är platsspecifikt och beror på jordartsförhållanden, hydro-logiska förhållanden och typ av ekosystem. Det är dock hela jordprofilen som utgör ett ekologiskt system.

sKyDD AV mARKmILJöN I OLIKA DeLOmRåDeN5.2.3

Markekosystemet avgränsas inte av olika användningsområden på markytan eftersom samverkan sker mellan olika delområden. Olika krav på skydd av markmiljön bör därför inte ställas för delområden med be-gränsad storlek. Exempelvis är det rimligt att skyddskravet på markmil-jön är lika under såväl bostadshus som småvägar och lekparker inom ett nyetablerat bostadsområde.

Under hus och hårdgjorda ytor är den biologiska aktiviteten lägre på grund av den begränsade tillgången på vatten och ljus. Markfauna finns dock även där. För att riktvärdena för skydd av markmiljön ska ge ett mått på behovet av skydd även på lång sikt bör de antaganden som görs i första hand utgå från att alla ytor inom ett sammanhängande område har samma nivå av skydd. En eventuell platsspecifik anpassning som innebär att inte skydda eller reducera skyddet av markekosystemet inom delar av ett område bör motiveras väl. Det är bland annat viktigt att be-akta långsiktighet, tillgänglighet och möjlighet att vid behov återkomma med efterbehandlingsåtgärder, samt hur man kvarhåller information om föroreningar som lämnats kvar. Man ska också tänka på att riskerna för spridning och omgivningspåverkan alltid bör beaktas.

RiKTVäRDEN föR SKyDD AV gRUNDVATTEN ocH yTVATTEN 75

Riktvärden för skydd av grundvatten6.1 Förorenade områden kan påverka omgivande grundvatten så att det får en försämrad kvalitet eller blir obrukbart. Detta kan leda till att:

Dricksvattenbrunnar nedströms området förorenas och de som använ-�

der brunnarna för dricksvatten exponeras för föroreningar.

Brunnar som används för andra ändamål, till exempel bevattning och �

industriändamål, förorenas.

Grundvatten med flyktiga föroreningar sprids under byggnader och �

ångor kan ta sig upp genom marken till inomhusluften.

Förorenat grundvatten strömmar ut i en sjö eller ett vattendrag, orsakar �

en föroreningsbelastning och bidrar till den diffusa föroreningsnivån. Lokalt kan sedimenten bli så förorenade att de behöver efterbehandlas.

Förorenat grundvatten strömmar ut i en våtmark där föroreningar kan �

ansamlas.

En idag god grundvattenresurs förstörs för framtida generationer.�

Riktvärden för skydd av 6 grundvatten och ytvatten


I Naturvårdsverkets riktvärdesmodell för förorenad mark ingår en beräkning av vilka föroreningshalter i mark som kan innebära påverkan på grundvatten och ytvatten kring det förorenade området. Detta kapitel beskriver hur riktvärden för skydd av grundvatten och ytvatten beräknas och vilka förutsättningar som de baseras på.

Naturvårdsverkets generella riktvärden beaktar skydd av ytvatten i omgivningen och skydd av grundvatten i direkt anslutning till eller nedströms det förorenade området beroende på om det avser känslig eller mindre känslig markanvändning.

De haltkriterier för grundvatten som används i modellen är satta för att skydda människor som kon-sumerar vattnet som dricksvatten från hälsoeffekter. Haltkriterierna motsvarar halva dricksvattennormen. För en del ämnen tas även hän-syn till att grundvatten som

dricksvatten kan bli otjänligt på grund av lukt och smak och haltkriterierna anpassas då utifrån detta.

Haltkriterierna för ytvatten är satta så att negativa effekter på växt- och djurliv undviks. De baserar sig i första hand på risken för miljöeffekter, eller som i fallet för metaller och långlivade organiska ämnen, på avvi-kelse från normalt förekommande halter i ytvatten.

Vid framtagande av platsspecifika riktvärden för grund-vatten och ytvatten kan en modifiering av haltkriterierna ibland vara motiverad. Det kan för grundvatten till ex-empel vara aktuellt om grundvattenformationen har högt skyddsvär-de, föroreningskällan inte är ensam om att bidra till förorening eller om höga bakgrundshalter redan förekommer i det grundvatten som skyddas. För ytvatten kan haltkriterierna modifieras för att ta hänsyn till skydds-värdet, att föroreningar kan ansamlas i bottensediment eller att ytvattnet belastas av fler föroreningskällor.


När riktvärden för förorenad mark tas fram ingår en beräkning av vilka föroreningshalter i mark som kan innebära påverkan på grundvattnet kring det förorenade området. metODIK FöR Att tA FRAm RIKtVÄRDeN 6.1.1 FöR sKyDD AV GRUNDVAtteN

Vid beräkning av riktvärden är det viktigt att grundvatten nedströms området skyddas. I riktvärdesmodellen skyddas grundvatten genom att beräkna den maximala föroreningshalten i marken, som innebär att halt-kriterier för grundvatten inte överskrids.

Den föroreningshalt i marken som ger en halt i grundvattnet ned-ströms och som motsvarar de satta haltkriterierna betecknas CGW [mg/kg]. Koncentrationen beräknas som:

där:

Ccrit-gw är haltkriterium för skydd av grundvatten [mg/l]

DFgw-protect är utspädningsfaktorn porvatten-grundvatten [dimensionslös], se avsnitt 4.4.

CFwater-mob är faktorn för fördelning vatten-jord [kg/l], se avsnitt 4.2.

Eftersom det saknas generella haltkriterier för grundvatten har ämnes-specifika värden tagits fram för modellen för skydd av grundvatten, se bilaga 1. Dessa värden har baserats på dricksvattennormer från Livsmedelsverket eller WHO. I de fall dricksvattennormer saknas har en uppskattning av dricksvattennormen gjorts, baserat på det tolerabla dagliga intaget (TDI) och utifrån att endast en andel av TDI bör komma från konsumtion av dricksvatten. De haltkriterier som används i riktvär-desmodellen utgår från en halt som motsvarar 50 procent av dricksvat-tennormen.

För vissa ämnen kan smak- och luktproblem uppstå vid lägre halter än de som ger hälsoeffekter. Motsvarande nivåer har i vissa fall använts som haltkriterium för grundvatten, då relevanta hälsoriskbaserade vär-den inte kunnat tas fram.

Riktvärden för skydd av ytvatten6.2 Vid beräkningen av riktvärden med riktvärdesmodellen omfattas alltid skydd av ytvatten i omgivningen till ett förorenat område. Detta görs ge-nom att beräkna den maximala föroreningshalten i marken som innebär att haltkriterier för ytvatten inte överskrids.

Riktvärdet för effekter i ytvattenmiljön, Eoffsite [mg/kg], är den förore-ningshalt i marken som ger en koncentration motsvarande haltkriteriet i ett närbeläget ytvatten. Beräkningen görs enligt:


där:

Ccrit-sw är haltkriterium för skydd av ytvatten [mg/l], se bilaga 1.

DFsw är utspädningsfaktorn porvatten-ytvatten [dimensionslös], se avsnitt 4.5.

CFwater-mob är fördelningsfaktorn mellan porvatten och jord [kg/l], se avsnitt 4.2.

Haltkriterierna för ytvatten, Ccrit-sw, är satta så att negativa effekter på växt- och djurliv undviks. Eftersom det för flertalet ämnen saknas gene-rella haltkriterier för ytvatten har sådana specifikt tagits fram för model-len för skydd av ytvatten. Haltkriterierna i riktvärdesmodellen baserar sig i första hand på risken för miljöeffekter eller för metaller och långli-vade organiska ämnen på avvikelse från normalt förekommande halter i sjöar och vattendrag (se bilaga 1). För majoriteten ämnen är kriterierna för ytvatten lägre än dricksvattennormerna, vilket innebär att de riktvär-den som beräknas för skydd av ytvattenmiljön ofta även innebär skydd för människors hälsa i samband med användning av ytvatten.

Att tänka på för platsspecifika 6.3 riktvärden för grundvatten och ytvatten

NÄR GRUNDVAtteN böR sKyDDAs6.3.1

Grundvattnet är en viktig naturresurs vars kvalitet är skyddsvärd för framtida generationer. Miljömålet Grundvatten av god kvalitet innebär bland annat att alla vattenförekomster som används för uttag av dricks-vatten och som ger mer än tio kubikmeter per dygn i genomsnitt eller betjänar mer än 50 personer ska uppfylla gällande svenska normer för dricksvatten av god kvalitet, med avseende på föroreningar orsakade av mänsklig verksamhet.

De grundvattenformationer som nationellt klassas som viktiga för nuvarande och framtida vattenförsörjning har ett särskilt högt skydds-värde, men även mindre grundvattenresurser bör skyddas för framtida behov. Högre krav på vattnets kvalitet än dricksvattennormen kan ställas om detta är motiverat.

Skydd av grundvatten för dricksvattenändamål är inte alltid motive-rat vid ett förorenat område. Om grundvattnet redan av andra skäl inte är tjänligt som dricksvatten eller bevattningsvatten och inte heller kan förväntas bli tjänligt ens efter vattenbehandling inom en överskådlig tid bedöms inte skydd av grundvatten för dricksvattenändamål vara moti-verat. Andra krav på grundvattnet kan dock ställas av hänsyn till miljö-aspekter, exempelvis när grundvattnet är spridningsväg till ytvatten eller ger påverkan på andra ekosystem såsom våtmarker.

Kartläggning av grundvattenmagasin skyddsvärda som naturresurser har utförts av Sveriges geologiska undersökning (SGU). Dock kan även andra grundvattenmagasin än de som ingår i SGU:s kartläggning vara


skyddsvärda naturtillgångar. Grundvattenmagasin kan också betraktas som betydelsefulla eftersom de till exempel utgör källor för våtmarker och ytvatten.

NIVåeR FöR sKyDD AV GRUNDVAtteN6.3.2

De nivåer för skydd av grundvatten som används i riktvärdesmodellen utgår från skydd av människors hälsa. Nivåerna är för de flesta ämnen satta utifrån hälften av dricksvattennormen. Dessa ligger vanligen långt över de bakgrundshalter som förekommer i grundvatten. Vid beräkning av platsspecifika riktvärden bör dock hänsyn tas till bakgrundshalter i omgivande grundvattnen och till grundvattenmagasinets storlek och skyddsvärde. Det syftar till att markföroreningen inte bör ge ett oaccep-tabelt halttillskott eller orsaka en oacceptabel belastning på grundvatt-net. Exempel på fall där nivåerna för skydd av grundvatten bör justeras vid framtagning av platsspecifika riktvärden är:

Områden som redan tidigare har höga bakgrundshalter i grund-�

vattnet på grund av naturlig eller antropogen påverkan. I sådana fall kan haltkriterierna behöva justeras, eftersom det finns en min-dre marginal till de halter där negativa effekter kan uppkomma. Exempelvis kan haltkriterierna justeras så att det förorenande om-rådet endast tar en mindre andel av det totala tillgängliga förore-ningsutrymmet i anspråk.

Stora grundvattenmagasin där en höjning upp till halva dricksvat-�

tennormen innebär ett stort tillskott av förorening mängdmässigt. Där bör en uppskattning göras av den belastning som det förore-nade området har på grundvattnet.

Förekomst av speciellt prioriterade föroreningar för vilka en ökad �

belastning på grundvattnet som leder till höjning av bakgrundsnivå-erna är oönskad.

Förorenade områden som delas in i delområden som belastar �

samma grundvattenmagasin. I dessa fall kan inte varje delområde ”tillåtas” förorena grundvatten till halva dricksvattennormen, utan den totala utlakningen från hela området till grundvatten måste bedömas.

Grundvatten som är förorenat med flyktiga ämnen och kan med-�

föra exponering genom avgång av ångor som tränger in i byggnader inom eller utanför det förorenade området.

Förorenat grundvatten som används för bevattning eller andra �

ända mål.

Förorenat grundvatten som rinner ut i våtmarker eller andra ut-�

strömningsområden. Detta kan medföra en anrikning av förore-ningar som innebär risker för hälsa och miljö.


sKyDD AV ytVAtteN6.3.3

De ytvatten som förekommer i Sverige är i liten utsträckning påverkade av föroreningar och har generellt ett högt skyddsvärde. Även där det närliggande ytvattnet inte bedöms vara direkt skyddsvärt är det förbun-det med andra ytvatten och kan bidra till den diffusa föroreningsbelast-ningen. Särskilt högt skyddsvärde har sjöar och vattendrag med känsliga biotoper eller arter. Många ytvatten används också som dricksvattentäk-ter eller för rekreation, bad och fiske. Det är således viktigt att riktvär-den för förorenad mark beaktar skydd av ytvatten.

Nivåerna för skydd av ytvatten kan anpassas till platsspecifika förhål-landen om:

Recipienten och recipienter nedströms har ett annat (högre eller �

lägre) skyddsvärde.

Recipienten redan är belastad av andra föroreningskällor. Här bör �

hänsyn tas till vad en ökad belastning kan innebära för den aktuella recipienten och nedströms liggande recipienter.

Recipienten är en vattentäkt. Då bör en särskild bedömning göras, �

speciellt om recipienten påverkas av flera föroreningar eller flera föroreningskällor. De haltkriterier för ytvatten som finns i modellen för skydd av ytvatten syftar främst till skydd av livet i vatten samt till skydd mot ökad belastning av vattendragen. För nästan samtliga ämnen är kriterierna för ytvatten lägre än dricksvattennormerna (undantaget vissa flyktiga föroreningar). Det innebär att de riktvär-den som beräknas för skydd av ytvattenmiljön även innebär skydd för människors hälsa i samband med användning av ytvatten.

För beräkning av platsspecifika riktvärden, speciellt i de fall där utspäd-ningen till ytvatten väsentligt avviker från den som används för de givna scenarierna KM och MKM (cirka 1/4 000), bör följande beaktas:

Mängden föroreningar som släpps ut. För vattendrag med mycket �

hög vattenföring beräknar modellen för spridning till ytvatten en omfattande utspädning, varvid mycket höga riktvärden för skydd av ytvatten kan erhållas. Vid stora utspädningar och vattenflöden bör därför hänsyn tas till massflöden av föroreningar, det vill säga vilka tillskott av föroreningar till vattendraget från det förorenade området som är rimliga och kan tillåtas (mängdmässigt).

Andra utsläppskällor. Delmodellen för spridningar av föroreningar �

till ytvatten tar inte hänsyn till om en recipient belastas av flera föroreningskällor. Om så är fallet kan haltkriterierna behöva juste-ras så att det förorenande området enbart ges en andel av det totala tillgängliga föroreningsutrymmet. Detta kräver att en uppskattning görs av de totala föroreningsflödena till recipienten. Man bör även beakta hur belastningen från olika källor kan komma att förändras i framtiden och hur mycket belastningen från det förorenade områ-det kan tänkas bidra till den framtida belastningen.


Bakgrundshalter av föroreningar. I vissa fall finns anledning att se �

till att bakgrundshalterna i ett ytvatten inte ökar väsentligt på grund av tillskott från det förorenade området. Det generella riktvärdet har beräknats så att ökningen av koncentrationen i ytvattnet utgör en begränsad påverkan jämfört med vanligt förekommande halter (höjning från medianvärde till 75-percentil eller 90-percentil). Vid en platsspecifik bedömning bör man ta hänsyn till de variationer som finns i vattendraget, vattendragets storlek samt annan påver-kan. Man bör även beakta att belastningen från det förorenade om-rådet inte signifikant bidrar till miljöbelastningen på vattendraget.

Fastläggning i sediment. För föroreningar med hög benägenhet till �

fastläggning i sediment kan en anrikning av föroreningen ske i sedi-ment nära utströmningspunkten. Detta beaktas inte i modellen för spridning till ytvatten. Det kan vara viktigt att ta hänsyn till detta om föroreningar med höga Kd-värden (höga fastläggningsegenska-per) kan nå ytvattnet. Exempel på sådana ämnen kan vara PAH, dioxiner, PCB, kvicksilver och bly.

Förångning och nedbrytning. För flyktiga föroreningar sker en bety-�

dande förångning från fria vattenytor, vilket reducerar förorenings-halten i ett ytvatten. Detta beaktas inte i modellen för spridning till ytvatten. Inte heller nedbrytning av föroreningar i ytvatten ingår.

I de fall spridning av föroreningar till ytvatten från det förorenade om-rådet är en väsentlig risk kan beräkningen av riktvärden behöva kom-pletteras med andra riskbedömningsmetoder som ger ett mer direkt mått på den belastning som det förorenade området utgör. I rapporten Riskbedömning av förorenade områden (Naturvårdsverket, 2009a) dis-kuteras olika aspekter som bör beaktas när man tar fram riktvärden för skydd av ytvatten.

bERäKNiNg ocH jUSTERiNg AV RiKTVäRDEN 81

beräkningsgång7.1 I figur 7.1 redovisas beräkningsgången för Naturvårdsverkets generella riktvärden och platsspecifika riktvärden schematiskt. Det integrerade riktvärdet för varje aktuellt ämne sätts till det lägsta av:

det hälsoriskbaserade riktvärdet, � Chealth (se kapitel 3 och avsnitt 7.2)

riktvärdet för skydd av markmiljön, � Eonsite (se kapitel 5 och avsnitt 7.3)

riktvärdet för skydd mot spridning, � Crelease (se kapitel 6 och avsnitt 7.3).

Dessutom görs ett antal justeringar av varje aktuellt riktvärde som innefattar att:

ta hänsyn till att en människa även utsätts för exponering från �

andra föroreningskällor än förorenad mark.

beräkning och 7 justering av riktvärden


Detta kapitel går igenom de beräkningar i riktvärdes-modellen som ger det slutliga riktvärdet för respektive ämne eller ämnesgrupp. Det slutliga riktvärdet för ett ämne eller ämnesgrupp bestäms som det lägsta av föl-jande riktvärden:

det hälsoriskbaserade riktvärdet, Chealth

riktvärdet till skydd för markmiljön, Eonsite

riktvärdet till skydd mot spridning, Crelease.

Dessutom redovisas hur ett antal justeringar av det slut-liga riktvärdet görs för att ta hänsyn till att en människa även utsätts för exponering från andra källor än förorenad mark, att enstaka intag av jord inte medför risk för akuta hälsoeffekter och för att se till att riktvärdena inte under-skrider halter som förekommer naturligt eller uppkommer på grund av diffus påverkan av mänsklig aktivitet.

När man ska beräkna platsspecifika riktvärden bör man ta hänsyn till en del andra faktorer. man bör till ex-empel göra en anpassning till lokala eller regionala bak-grundshalter för vissa ämnen eftersom halterna varierar

mycket i olika delar av sverige. Detta gäller särskilt för arsenik där bakgrundshalten ofta styr riktvärdet.

Naturvårdsverkets generella riktvärden baserar sig endast på de enskilda föroreningarnas hälso- och miljö-effekter. Detsamma gäller för vid beräkning av platsspe-cifika riktvärden. man kan också behöva ta hänsyn till att det på många för orenade områden förekommer flera olika föroreningar samtidigt.

Riktvärdesmodellen kan vid platsspecifik anpassning ge mycket låga riktvärden för vissa flyktiga ämnen. Det beror på att den inte tar hänsyn till att halterna i marken kan sjunka på grund av förångning. Detta bety-der att en jämförelse av halterna i jorden med sådana mycket låga riktvärden inte alltid ger en bra bedömning av om det finns en hälsorisk med dessa ämnen. många flyktiga ämnen förekommer som förorening i grundvatt-net och kan ha sitt ursprung på annan plats till exempel längre uppströms eller djupare ned i markprofilen. Vid misstanke om förekomst av flyktiga ämnen inom ett undersökningsområde rekommenderas därför att även grundvattnet undersöks.


enstaka intag av jord inte medför risk för akuta hälso-�

effekter

riktvärdena inte underskrider bakgrundshalter av föroreningar.�

De justeringar som genomförs beskrivs i avsnitt 7.2 och 7.4.

Hälsoriskbaserade riktvärden7.2 Sammanvägningar av de hälsoriskbaserade rikvärdena för respektive ämne eller ämnesgrupp görs i flera steg vilka beskrivs nedan:

sAmmANVÄGNING AV eXpONeRINGsVÄGAR7.2.1

Ett ojusterat hälsoriskbaserat riktvärde i mark beräknas med hänsyn tagen till envägskoncentrationerna för alla exponeringsvägar som är ak-tuella för den specifika markanvändningen. Exponeringen via de olika exponeringsvägarna summeras och ett integrerat riktvärde bestäms.

Sammanvägning av exponeringsvägar

Justering för exponering från andra källor

Lägsta värde Cadj-os, Cadj-acuteHälsoriskbaserat riktvärde

Lägsta av Chealth, Eonsite, Crelease Riktvärde hälsa, markmiljö, spridning

Ej lägre än Cbc-nat Riktvärde för mark

Bakgrundshalt

Lägsta värde Cfreephase, CGW, EoffsiteRiktvärde skydd mot spridning

Skydd av ytvatten

Skydd av grundvatten

Skydd mot fri fas

Beräknat riktvärde för mark

Akut toxicitet

Cunadj

Cadj-os

Chealth

EoffsiteCGW

Cgl-unadj

Cadj-acute

Cfreephase

Cis

Cdu

Cid

Civ

Ciw

Cig

Crelease

Cbc-nat

Eonsite

Intag av jord

Hudkontakt damm/jord

Inandning av damm

Inandning av ångor

Intag av dricksvatten

Intag av växter

Riktvärde effekter i markmiljön

KAPITEL 3

KAPITEL 4

KAPITEL 5

KAPITEL 6

KAPITEL 7

Figur 7.1. beräknings gång för Naturvårdsverkets generella rikt värden och platsspecifika riktvärden.


Det ojusterade integrerade hälsoriskbaserade värdet, Cunadj [mg/kg], är den inverterade summan av de inverterade envägskoncentrationerna i marken enligt:

JUsteRING FöR eXpONeRING FRåN ANDRA KÄLLOR7.2.2

Människor exponeras för föroreningar även på annat sätt än via för-orenad mark, till exempel via livsmedel, dricksvatten och omgivnings-luft. Eftersom den totala exponeringen inte bör överstiga det tolerabla dagliga intaget (TDI) bör inte ett förorenat markområde teckna in hela TDI-värdet.

För att kompensera för redan intecknad del av TDI beräknas Cadj-os [mg/g]. Kompensationen görs enligt följande:

där fos är andelen av TDI som redan är intecknat av andra källor. För genotoxiska ämnen gäller:

JUsteRING FöR AKUttOXICItet 7.2.3

Vissa föroreningar har så hög akuttoxicitet att intag av relativt små mängder jord kan leda till akuta negativa effekter. Exempel på sådana föroreningar är arsenik och cyanid. Den största risken gäller för små barn som kan svälja större mängder jord och dessutom har låg kropps-vikt. Justeringen innebär att ett riktvärde i mark beräknas så att risk för akuta effekter inte uppstår. I riktvärdesmodellen kan en justering göras så att det sammanvägda riskvärdet inte tillåts vara högre än detta värde.

Riktvärdet har beräknats för att skydda ett mindre barn med kropps-vikten 10 kg vid ett enstaka intag av 5 g jord. Detta värde, Cadj-acute [mg/kg], beräknas enligt:

där:

TDAE är tolerabel dos för akuta effekter för aktuellt ämne [mg/kg kroppsvikt].

msmall-child är kroppsvikten (10 kg) för ett mindre barn [kg].

mintake är mängden jord (5000 mg) som intas vid ett enstaka tillfälle [mg].

sAmmANVÄGNING AV HÄLsORIsKbAseRAt RIKtVÄRDe7.2.4

Det hälsoriskbaserade riktvärdet, Chealth [mg/kg], sätts till det lägsta av de två värdena Cadj-os och Cadj-acute.


Integrerat riktvärde för hälsa, 7.3 markmiljö och spridningDet sammanvägda hälso- och miljöriskbaserade riktvärdet, Cgl-unadj [mg/kg], sätts till det lägsta av de tre värdena: det hälsoriskba-serade riktvärdet, Chealth, riktvärdet för skydd av markmiljön, Eonsite och riktvärdet för skydd mot spridning, Crelease. Riktvärdet för spridning, Crelease, innefattar riktvärden för skydd av grundvatten CGW, ytvatten Eoffsite och för organiska föroreningar även riktvärden som baserar sig på risk för förekomst av fri fas Cfreephase.

Justering för bakgrundshalt7.4 I riktvärdesmodellen görs justeringar så att det beräknade riktvärdet inte blir lägre än bakgrundshalten av ämnet beroende på naturlig förekomst eller diffus antropogen spridning. Bakgrundshalten betecknas Cbc-nat [mg/kg]. För de fall då ett riktvärde är lägre än bakgrundshalten justeras riktvärdet till en halt motsvarande bakgrundshalten. Detta inne-bär att det slutliga generella eller platsspecifika riktvärdet, Cguideline, sätts till det högsta av de två värdena Cgl-unadj och Cbc-nat.

För beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden har bak-grundshalter tagits fram för metaller. De använda värdena redovisas i bilaga 1. De slutliga beräknade generella riktvärdena redovisas i kapitel 8.

sammanslagning av riktvärden7.5 I vissa fall kan det vara ändamålsenligt att slå samman riktvärdena för enskilda ämnen i syfte att reducera antalet riktvärden och underlätta jämförelsen med analysresultat. Sammanslagningen görs lämpligen för grupper med kemiskt närbesläktade ämnen med likartade fysikalisk-kemiska och toxikologiska egenskaper. Detta ger även möjlighet att ta hänsyn till additiva toxiska effekter. Sammanslagningen kan göras på två sätt; riktvärden beräknas för ämnesgruppen eller beräknade riktvärden för enskilda ämnen slås samman till ett riktvärde för gruppen.

Den första metoden innebär effektiva värden för fysikalisk-kemiska, toxiska och ekotoxiska egenskaper. Metoden lämpar sig bäst för ämnen som förekommer i en liknande sammansättning. I riktvärdesmodellen görs detta för PAH, PCB och dioxiner. Metoder för att ta fram effektiva parametrar redovisas i bilaga 1, kapitel 2.

Den andra metoden innebär att riktvärden beräknade för enskilda ämnen slås samman. Denna metod används för de generella riktvärdena för exempelvis fenol och kresoler, klorfenoler samt klorbensener, se av-snitt 8.2. Grunden för sammanslagningen är då att medelvärdet av de beräknade riktvärdena för de enskilda ämnena används. Dock bör det sammanslagna värdet normalt inte vara mer än 50 procent större än det lägsta av riktvärdena för de enskilda ämnena.


Att tänka på vid beräkning av 7.6 platsspecifika riktvärden

bAKGRUNDsHALteR7.6.1

I underlagsmaterialet har bakgrundshalter för metaller tagits fram base-rat på 90-percentilen av uppmätta bakgrundshalter i Sverige (se bilaga 1). I riktvärdesmodellen är bakgrundshalten för alla metaller utom ar-senik, antimon och kvicksilver baserat på 90-percentilen av uppmätta nationella bakgrundshalter i finfraktionen (<0,063 mm) i morän från undersökningar utförda av SGU (SGU, 2007). För samtliga ämnen, med undantag för antimon, gäller att uppslutning har skett med salpetersyra (7M HNO3) och analys med ICP-MS.

Eftersom stora variationer kan förekomma regionalt och lokalt i bakgrundshalten för arsenik har bakgrundshalten i riktvärdesmodellen satts lägre än den nationella 90-percentilen. Höga arsenikhalter före-kommer i delar av Norrland med sulfidmalm, men även vid platåber-gen i Östergötland och Västergötland samt i Skåne där sedimentära bergarter gett upphov till arsenikförhöjningarna. Det valda värdet i riktvärdesmodellen (10 mg As/kg TS) är i samma storleksordning som högsta 90-percentilen i de regionala undersökningar som har utförts i Svealand och Götaland.

Dataunderlag för bakgrundshalten av kvicksilver är mindre omfat-tande än för andra metaller. Bakgrundshalten har baserats på Sveriges lantbruksuniversitets (SLU:s) kartering av halter i jordbruksmark (Naturvårdsverket, 1997c; SLU, 2007).

För antimon ger extraktion med salpetersyra (7M HNO3) dåligt ut-byte till extraktet, eftersom antimon bildar oxider som är mycket stabila mot salpetersyra. Därför har bakgrundshalten för antimon istället ba-serats på resultat från analys efter upplösning med kungsvatten (SGU, 2006).

Eftersom variationen i bakgrundshalt mellan olika delar av Sverige är stor kan en platsspecifik bedömning av bakgrundshalter vara motiverad. Detta gäller särskilt för arsenik där bakgrundshalten styr riktvärdet för känslig markanvändning. Bakgrundshalten kan basera sig på regionala sammanställningar eller mätningar i referenspunkter utanför det förore-nade området och som är opåverkade av det förorenade området. FLeRA FöROReNINGAR sAmtIDIGt7.6.2

Riktvärdena baserar sig på de enskilda föroreningarnas hälso- och mil-jöeffekter och tar inte hänsyn till om det förekommer flera olika förore-ningar samtidigt i ett område. På det sätt som riktvärden beräknas är det svårt att ta hänsyn till risken av att flera olika föroreningar förekommer. En viss hänsyn till samverkan kan dock göras genom att ett gemensamt riktvärde tas fram för summan av ämnen i en ämnesgrupp med liknande egenskaper , se avsnitt 7.5. För Naturvårdsverkets generella riktvärden görs detta för exempelvis petroleumkolväten, PAH, klorfenoler och klor-bensener, se avsnitt 8.2.


RIKtVÄRDeN FöR FLyKtIGA ÄmNeN7.6.3

Vid beräkning av platsspecifika riktvärden i genomsläppliga jordarter kan riktvärdesmodellen ge mycket låga riktvärden för vissa flyktiga äm-nen. Detta beror på antagandet i riktvärdesmodellen om att mängden förorening i marken inte förändras med tiden. Således tas ingen hänsyn till att halterna i marken kan sjunka på grund av förångning. Detta betyder att en jämförelse av halterna i jorden med de mycket låga rikt-värdena inte alltid ger en bra bedömning av om det finns en hälsorisk med dessa ämnen. Om flyktiga ämnen påträffas i halter som överskrider Naturvårdsverkets generella riktvärden kan kompletterande mätningar av halter i porluft och inomhusluft rekommenderas.

Flyktiga ämnen förekommer ofta som förorening i grundvattnet och kan ha sitt ursprung på annan plats längre uppströms eller djupare i markprofilen. Därigenom tillförs hela tiden ny förorening till det område som ska riskbedömas. En efterbehandlingsåtgärd för jorden behöver där-för inte leda till en förväntad riskreduktion då problemet med flyktiga föroreningar i grundvattnet kan kvarstå även efter en efterbehandling av jorden. Vid misstanke om förekomst av flyktiga ämnen inom ett un-dersökningsområde rekommenderas därför att även grundvattnet under-söks, eventuella källor kartläggs och att en riskbedömning görs utifrån föroreningsnivån i grundvattnet. De ämnen där detta främst kan vara aktuellt har särskilt markerats i listan med Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark (tabell 8.1). Detta kan även gälla andra flyktiga ämnen som inte finns i den generella riktvärdeslistan.

gENEREllA RiKTVäRDEN föR föRoRENAD MARK 87

Förutsättningar8.1 Naturvårdsverkets generella riktvärden har beräknats för känslig mark-användning, KM, och mindre känslig markanvändning, MKM. Indata som använts i beräkningarna presenteras i bilaga 1. De generella rikt-värdena har tagits fram utifrån följande förutsättningar:

De baserar sig på den kemiska form i vilken ämnena förekommer �

i jorden och som förväntas ge de största riskerna. Vissa ämnen fö-rekommer i olika kemiska form med olika hälso- och miljörisker, till exempel arsenik, krom och kvicksilver. Eftersom en omvandling sker mellan formerna har det bedömts olämpligt med två separata riktvärden. Undantaget är krom där den huvudsakliga omvand-lingen sker från den mer toxiska formen (krom VI) till den mindre toxiska (krom III).

De baserar sig på normaltäta jordarter och är beräknade för föro-�

rening som ligger i mark ovanför grundvattenytan. De kan också 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

Generella riktvärden 8 för förorenad mark


I detta kapitel redovisas Naturvårdsverkets generella rikt-värden för förorenad mark. Riktvärdena är rekommenda-tioner och ett av flera verktyg i riskbedömningen av föro-renade områden. De är inte juridiskt bindande värden. Naturvårdsverkets generella riktvärden representerar en föroreningshalt under vilken risken för negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser normalt är accep-tabel i efterbehandlingssammanhang. ett uppmätt halt som överskrider ett riktvärde behöver dock inte innebära att en negativ effekt uppstår. De generella riktvärdena är beräknade för att kunna gälla nationellt och för ett stort antal situationer. Användningsområden för vilka riktvär-dena normalt inte är avsedda sammanfattas i avsnitt 8.3.

När man använder Naturvårdsverkets generella rikt-värden för förorenad mark för bedömning i ett förorenat

område bör förutsättningarna för spridning och expo-nering inte avvika nämnvärt från det som har antagits i riktvärdesmodellen. bland annat är riktvärdena base-rade på den kemiska form i vilken ämnena förekommer i jorden och som förväntas ge de största riskerna. De är vidare beräknade för normaltäta jordarter och för förore-ning som ligger i mark ovanför grundvattenytan. De kan också användas för andra förhållanden om dessa inte nämnvärt påverkar förutsättningarna för spridning. Vissa föroreningar kan vara svåra att detektera i jordprover (de har markerats med en anmärkning i tabell 8.1). För sådana ämnen bör generellt kompletterande provtag-ning av markluft, inomhusluft eller grundvatten utföras utöver provtagning av mark. Resultatet av sådana under-sökningar bör sedan ingå i riskbedömningen.


av grundvatten och ytvatten vara större. I de fall betydande förore-ning finns under grundvattenytan bör en bedömning av spridnings-risken även göras baserat på halterna i grundvattnet.

Vissa av ämnena som det finns generella riktvärden i mark för förekom-�

mer i stor omfattning i ångfas, till exempel klorerade lösningsmedel, bensen, toluen, etylbensen, xylen och MTBE. Förekommer dessa ämnen i jordprov bör även markluft eller inomhusluft analyseras och ingå i riskbedömningen. Dessa ämnen är märkta med ”Anm 1” i tabell 1.

En del ämnen såsom klorerade lösningsmedel, bensen, toluen, etylben-�

sen, xylen och MTBE förekommer även i stor omfattning i grundvatten. Dessa kan ofta vara svåra att detektera i jordprover. Därför bör ofta även grundvatten analyseras när sådana föroreningar påträffas eller förväntas i ett förorenat område. Dessa ämnen är märkta med ”Anm 2” i tabell 1. För flera ämnen anges både ”Anm 1” och ”Anm 2”.

På Naturvårdsverkets hemsida ges övergripande vägledning om kemiska analysmetoder för jordprover som ska jämföras med de generella rikt-värdena för förorenad mark.

Urval av ämnen och ämnesgrupper8.2 Naturvårdsverkets generella riktvärden har tagits fram för enskilda äm-nen och ämnesgrupper. Urvalet av ämnen utgår från tidigare version av Naturvårdsverkets generella riktvärden (Naturvårdsverket, 1997a), men har kompletterats med metallerna antimon, barium och molybden. Generella riktvärden har också tagits fram för petroleumkolväten. För dessa ämnen fanns tidigare bara branschspecifika riktvärden för bensinstationer.

För ämnesgrupperna petroleumkolväten, PAH, PCB och dioxiner har generella riktvärden beräknats för respektive grupp. I vissa fall har också beräknade riktvärden för enskilda ämnen slagits samman i grupper. Detta gäller vissa fraktioner av petroleumkolväten, fenol och kresoler, klorfenoler samt klorbensener. Utförda sammanslagningar redu-cerar antalet riktvärden och underlättar jämförelsen med analysresultat. Ämnesgrupperna består av kemiskt närbesläktade ämnen med likartade fysikalisk-kemiska och toxikologiska egenskaper. Metodiken för sam-manslagningar av ämnen beskrivs i avsnitt 7.5 samt i bilaga 1, kapitel 2.

petROLeUmKOLVÄteN8.2.1

Drivmedel så som bensin, diesel och flygfotogen, eldningsoljor och andra typer av olja består av en mycket stor mängd petroleumkolväten som inte kan beaktas var för sig. Därför har dessa ämnen delats in i frak-tioner baserat på likheter i kemisk-fysikaliska och toxikologiska egen-skaper. Fraktionerna baserar sig på den sammanställning som gjorts av ”Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group” (TPHCWG, 1997a). Fraktionerna är indelade i alifatiska respektive aromatiska äm-nen samt efter ekvivalent koltal. Detta beror av ämnets retentionstid vid gaskromatografering normaliserat till retentionstiden för n-alkaner. Det ekvivalenta koltalet (C) kan ha decimala värden.

Flertalet av TPHCWG:s fraktioner ingår i riktvärdesmodellen. För de generella riktvärdena görs en förenkling av TPHCWG:s schema ge-


nom att vissa fraktioner har lagts samman. För alifatiska kolväten har alifatfraktionerna >C5-C6 och >C6-C8 slagits samman till en fraktion, >C5-C8. Riktvärden har också beräknats för summa alifater >C5-C16, utgående från riktvärden för de enskilda fraktionerna.

Aromatfraktionerna >C8-C10 och >C10-C16 motsvarar de aromat-fraktioner som ingår i bensin och diesel. Den lättare fraktionen består av alkylerade bensener och den tyngre av alkylerade varianter av PAH-föreningarna naftalen, fenatren och antracen. Vidare har ett riktvärde tagits fram för aromatfraktionen >C16-C35 som kan förekomma i tyng-re petroleumprodukter. Denna fraktion är beräknad utifrån egenskaper för alkylerade varianter av PAH-föreningarna fluoren, fluoranten, pyren, krysen och benso(a)antracen. De senare fraktionerna är således ett kom-plement till riktvärdena för PAH (se vidare avsnitt 8.2.2).

pOLyCyKLIsKA AROmAtIsKA KOLVÄteN (pAH)8.2.2

För polycykliska aromatiska kolvätena (PAH) ges i riktvärdesmodellen data för 16 enskilda föreningar (se även bilaga 1 tabell A.3.1 - A.3.7). Generella riktvärden finns för tre grupper PAH där varje grupp består av summan av ingående föreningar enligt följande:

PAH-L Polycykliska aromatiska kolväten med låg molekylvikt: �

naftalen, acenaften och acenaftylen

PAH-M Polycykliska aromatiska kolväten med medelhög molekyl-�

vikt: fluoren, fenantren, antracen, fluoranten och pyren

PAH-H Polycykliska aromatiska kolväten med hög molekyl-�

vikt: bens(a)antracen, krysen, bens(b)fluoranten, bens(k)fluo-ranten, bens(a)pyren, dibens(ah)antracen, benso(ghi)perylen och indeno(123cd)pyren.

PAH-H består av de PAH som tidigare ingick i gruppen cancerogena PAH (Naturvårdsverket, 1997a) samt benso(ghi)perylen. PAH-M består av PAH som tidigare ingick i gruppen övriga PAH, men som nu klassats som cancerogena. Indelningen har gjorts eftersom den möjliggör en bätt-re beskrivning av PAH-föreningarnas fördelning i miljön och deras effek-ter på hälsa och miljö. De tre grupperna skiljer sig i fysikalisk-kemiska egenskaper, men även toxikologiskt och ekotoxikologiskt. Cancerogena effekter för grupperna PAH-M och PAH-H har kvantifierats och de har tilldelats ett riskbaserat toxikologiskt referensvärde. Detta värde bygger på toxikologiska ekvivalensfaktorer (TEF) som relaterar deras toxikologi i förhållande till bens(a)pyren (se bilaga 1 tabell A2.1). Gruppen PAH-L har ett tröskelbaserat toxikologiskt referensvärde (TDI). Typiska sam-mansättningar för PAH i förorenad mark har använts för att ta fram effektiva medelvärden för de ämnesspecifika parametrarna för de tre PAH-grupperna (se bilaga 1).

För grupperna PAH-M och PAH-H baserar sig det riskbaserade toxiko-logiska referensvärdet (RISKor) på en cancerrisk på 1 på 100 000, medan för de enskilda PAH-föreningarna baserar sig RISKor i beräkningspro-grammet på en cancerrisk 1 på 1 000 000. Detta görs eftersom flera olika cancerogena PAH samtidigt förekommer inom förorenade områden.


pCb8.2.3

Polyklorerade bifenyler är en ämnesgrupp som består av mer än 200 olika föreningar. Vanligen analyseras sju av dessa (PCB-7). De sju som avses är PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 118, PCB 138, PCB 153 och PCB 180. Dessa föreningar utgör mellan 10 och 30 procent av det totala PCB-innehållet i de kommersiella PCB-blandningar som har använts. Det riktvärde som redovisas utgår från en jämförelse med analyser av PCB-7 med antagandet att dessa utgör 20 procent av totala halten PCB. Om fler PCB-föreningar analyserats eller om det går att vissa att de analyserade föreningarna utgör en annan andel kan andra omräkningsfaktorer till PCB total användas.

Vissa PCB-föreningar har också dioxinliknande egenskaper. Om de förekommer bör de tas med vid beräkning av halten TCDD-ekvivalenter som sedan jämförs med riktvärdet för dioxiner (se 8.2.4).

DIOXINeR OCH DIOXINLIKNANDe ÄmNeN8.2.4

I gruppen dioxiner inräknas polyklorerade dibensofuraner och diben-sodioxiner. Halten anges i TCDD-ekvivalenter, det vill säga halten av de olika föreningarna i gruppen viktas beroende på hur toxiska de är i jämförelse med 2,3,7,8-TCDD. Viktningen görs med toxikologiska ek-vivalensfaktorer (TEF-värden). Den senaste översynen av TEF-värden har gjorts av WHO (van den Berg m.fl., 2006). Halten av olika dioxiner i ett prov viktas med dessa TEF-värden innan jämförelse med riktvär-det. Eftersom riktvärdet grundar sig på den toxiska effekten av 2,3,7,8-TCDD är det oberoende av vilka TEF-värden som används. Således kan eventuella uppdateringar av TEF-värdena direkt användas.

TEF-värden har också tilldelats vissa PCB-föreningar som har dioxin-liknande egenskaper. För närvarande gäller detta PCB-föreningarna med nummer 77, 81, 105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 167, 169 och 189. Förekommer dessa PCB-föreningar i ett prov beräknas en halt i TCDD-ekvivalenter som sedan adderas till innehållet av dioxiner.

FeNOL OCH KResOLeR8.2.5

Fenol och kresoler har likartade egenskaper och liknande riktvärden och har därför slagits samman till en grupp.

KLORFeNOLeR8.2.6

Eftersom klorfenoler ofta förekommer i blandningar och har liknande toxiska egenskaper samt likartade riktvärden har dessa slagits samman till en grupp i Naturvårdsverkets generella riktvärden.

KLORbeNseNeR8.2.7

Mono- och diklorbensener har slagits samman till en grupp och tri-klorbensener respektive tetra- och pentaklorbensener till två grupper. Generella riktvärden har tagits fram för respektive grupp. Ett separat riktvärde ges för hexaklorbensen.


beräknade generella riktvärden 8.3 för förorenad markNär man använder Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark i utredningen av ett förorenat område, bör följande beaktas:

De anger en föroreningshalt under vilken risken för negativa effek-�

ter på människor, miljö eller naturresurser normalt är acceptabel i efterbehandlingssammanhang. Detta innebär inte nödvändigtvis att ett överskridande av riktvärden medför negativa effekter.

De är rekommendationer och ett av flera verktyg i riskbedömning �

av förorenade områden. De är inte juridiskt bindande värden.

De är inte avsedda att användas som miljökvalitetsmål för storska-�

lig påverkan och inte heller för bedömning av påverkan från luft-burna diffusa föroreningar.

De är beräknade för att kunna gälla nationellt och för ett stort antal �

situationer.

De anger inte en nivå upp till vilken det är acceptabelt att förorena. �

De har inte tagits fram i syfte att användas som kriterier för återan-vändning av avfall. Särskilda kriterier kommer att finnas för detta (Naturvårdsverket, 2008a).

De är inte direkt användbara för andra typer av förorenade medier �

såsom sediment, byggnadsmaterial, m.m.

De bör inte automatiskt användas som mätbara åtgärdsmål. När �

man formulerar mätbara åtgärdsmål för ett efterbehandlingspro-jekt, bör man också ta hänsyn till teknik, ekonomi och allmänna och enskilda intressen.

De tar inte hänsyn till samverkanseffekter mellan föroreningar.�

När man använder Naturvårdsverkets generella riktvärden för föro-�

renad mark i ett förorenat område, bör förutsättningarna för sprid-ning och exponering inte avvika väsentligt från det som antagits i riktvärdesmodellen (se avsnitt 8.1).

De generella riktvärden för förorenad mark som tagits fram baserat på beräkningar med riktvärdesmodellen redovisas i tabell 8.1. I tabell 8.2 redovisas de faktorer som är begränsande för de olika riktvärdena. Där anges om riktvärdet styrs av hälsorisker, skydd av markmiljön, skydd av grundvatten eller ytvatten. Om hälsorisker är styrande anges även vilken exponeringsväg som är den styrande.


ämne km mkm kommentar

Antimon 12 30

Arsenik 10 25

barium 200 300

bly 50 400

Kadmium 0,5 15

Kobolt 15 35

Koppar 80 200

Krom totalt 80 150 Om andelen krom (VI) är större än 1% av den totala krom halten bör även krom(VI) riskbedömas.

Krom (VI) 2 10 Anm 2

Kvicksilver 0,25 2,5

molybden 40 100

Nickel 40 120

Vanadin 100 200

Zink 250 500

Cyanid total 30 120

Cyanid fri 0,4 1,5 Anm 2

summa fenol och kresoler

1,5 5 Anm 2

summa klorfenoler (monopenta)

0,5 3 Anm 2

summa mono- och diklorbensener

5 15 Anm 1,2

triklorbensener 1 10

summa tetra- och pentaklorbensener

0,5 2

Hexaklorbensen 0,035 2

Diklormetan 0,08 0,25 Anm 1,2

Dibromklormetan 0,5 2 Anm 1,2

bromdiklormetan 0,06 1 Anm 1,2

triklormetan 0,4 1,2 Anm 1,2

Koltetraklorid (tetraklormetan)

0,08 0,35 Anm 1,2


ämne km mkm kommentar

1,2-dikloretan 0,02 0,06 Anm 1,2

1,2-dibrometan 0,0015 0,025 Anm 1,2

1,1,1-trikloretan 5 30 Anm 1,2

trikloreten 0,2 0,6 Anm 1,2

tetrakloreten 0,4 1,2 Anm 1,2

Dinitrotoluen (2,4) 0,05 0,5 Anm 2

pCb-7 0,008 0,2 pCb-7 antas vara 20% av pCb-tot

Dioxin (tCDD-ekv WHO-teQ)

0,00002 0,0002 Inkluderar även dioxinliknande pCb

pAH-L 3 15 pAH med låg molekylvikt

pAH-m 3 20 pAH med medelhög molekyl-vikt

pAH-H 1 10 pAH med hög molekylvikt

bensen 0,012 0,04 Anm 1,2

toluen 10 40 Anm 1,2

etylbensen 10 50 Anm 1,2

Xylen 10 50 Anm 1,2

Alifat >C5-C8 12 80 Anm 1,2

Alifat >C8-C10 20 120 Anm 1

Alifat >C10-C12 100 500 Anm 1

Alifat >C12-C16 100 500

Alifat >C5-C16 100 500 summa av alifatfraktioner ovan

Alifat >C16-C35 100 1000

Aromat >C8-C10 10 50

Aromat >C10-C16 3 15

Aromat >C16-C35 10 30

mtbe 0,2 0,6 Anm 1,2

Anm 1. Ämnen som i stor utsträckning kan förekomma i porluft. Kompletterande analyser av markluft och inomhusluft rekommenderas.

Anm 2. Ämnen som i stor utsträckning kan förekomma i grundvatten. Kompletterande analyser av grundvatten rekommenderas.

Tabell 8.1. Naturvårds-verkets generella riktvär-den för förorenad mark (mg/kg ts) 2008-10-24. Km = känslig markan-vändning, mKm = mindre känslig markanvändning.


ämne km mkm

Antimon skydd grundvatten skydd ytvatten

Arsenik bakgrund hälsa intag jord

barium markmiljö markmiljö

bly hälsa intag jord markmiljö

Kadmium hälsa intag växter skydd ytvatten

Kobolt hälsa intag växter markmiljö

Koppar markmiljö markmiljö

Krom totalt markmiljö markmiljö

Krom (VI) markmiljö markmiljö

Kvicksilver hälsa ånga hälsa ånga

molybden skydd grundvatten skydd ytvatten

Nickel skydd grundvatten markmiljö

Vanadin markmiljö markmiljö

Zink markmiljö markmiljö

Cyanid total markmiljö markmiljö

skydd grundvatten

Cyanid fri skydd grundvatten skydd grundvatten

summa fenol och kresoler skydd grundvatten skydd grundvatten

summa klorfenoler (mono – penta)

skydd grundvatten markmiljö

skydd grundvatten-markmiljö

summa mono- och diklorbensener markmiljö markmiljö

triklorbensener markmiljö markmiljö

summa tetra- och penta-klorbensener

hälsa ånga

markmiljö

skydd grundvatten

markmiljö

Hexaklorbensen hälsa intag växter markmiljö

Diklormetan skydd grundvatten skydd grundvatten

Dibromklormetan skydd grundvatten skydd grundvatten

bromdiklormetan hälsa dricksvatten hälsa ånga

triklormetan skydd grundvatten skydd grundvatten

Koltetraklorid (tetraklormetan) hälsa ånga skydd grundvatten


ämne km mkm

1,2-dikloretan skydd grundvatten skydd grundvatten

1,2-dibrometan hälsa dricksvatten skydd grundvatten

1,1,1-trikloretan markmiljö markmiljö

trikloreten skydd grundvatten skydd grundvatten

tetrakloreten skydd grundvatten skydd grundvatten

Dinitrotoluen (2,4) markmiljö markmiljö

pCb-7 hälsa intag växter skydd grundvatten

Dioxin (tCDD-ekv WHO-teQ) hälsa intag jord hälsa intag jord skydd grundvatten

pAH-L markmiljö markmiljö

pAH-m hälsa ånga hälsa ånga

pAH-H hälsa intag växter markmiljö

bensen skydd grundvatten skydd grundvatten

toluen markmiljö skydd grundvatten

etylbensen markmiljö skydd grundvatten

Xylen markmiljö markmiljö

Alifat >C5-C8 hälsa ånga skydd grundvatten hälsa ånga

Alifat >C8-C10 hälsa ånga hälsa ånga

Alifat >C10-C12 markmiljö markmiljö



Alifat >C5-C16 hälsa ånga

markmiljö

skydd grundvatten, hälsa ånga,

markmiljö

Aromat >C8-C10 markmiljö markmiljö

Aromat >C10-C16 markmiljö markmiljö

Aromat >C16-C35 skydd grundvatten markmiljö

skydd grundvatten

mtbe skydd grundvatten skydd grundvatten

Tabell 8.2. begränsande faktorer för Naturvårds-verkets generella riktvär-den för förorenad mark


Riktvärdena är rekom-mendationer och ett av flera verktyg i riskbedömning av förorenade områden.


FöRÄNDRINGAR I FöRHåLLANDe tILL 8.3.1 tIDIGARe GeNeReLLA RIKtVÄRDeN

De förändringar som gjorts i modeller och data medför att Naturvårds-verkets generella riktvärden beräknade för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM) skiljer sig från de generella riktvärdena i Naturvårdsverkets rapporter 4638 och 4639 (Naturvårdsverket, 1997a; 1997b). Förändringarna omfattar bland an-nat följande:

Generella riktvärden har tagits fram för ytterligare ämnen; antimon, �

barium och molybden, utifrån vad som rymts inom ramen för utfört arbete, en behovsanalys och tillgång på underlagsdata.

De tidigare markanvändningarna MKM och MKM GV har slagits �

samman till en ”MKM”, i syfte att förenkla och få ett skydd av grundvatten som naturresurs i MKM. För denna markanvändning tas inte hänsyn till intag av förorenat dricksvatten, men riktvärdena är anpassade för att ge ett skydd av grundvatten 200 m från det förorenade området.

Fysikalisk-kemiska data har reviderats. Detta kan påverka de expo-�

neringsvägar som beror av någon form av spridning, det vill säga intag av ångor, dricksvatten, växter, beräkning av halter i fisk samt riktvärden för skydd av grundvatten och skydd av ytvatten.

Toxikologiska data har uppdaterats för ett stort antal ämnen, vilket �

normalt medför lägre riktvärden. Riktvärdena baserar sig generellt på att 50 procent av det tolerabla dagliga intaget (TDI) eller re-ferenskoncentrationen (RfC) kan tas i anspråk av det förorenade området. För ämnen där intaget från övriga källor idag är bety-dande används, liksom tidigare, en lägre nivå. För bly, kadmium och kvicksilver baseras riktvärdena på att endast 20 procent av TDI kommer från det förorenade området och för de långlivade orga-niska föroreningarna, dioxiner och PCB, är motsvarande siffra 10 procent.

Dricksvattennormer som ligger till underlag för haltkriterier för �

grundvatten har uppdaterats enligt den senaste versionen från Livsmedelsverket samt med nya data från WHO. De flesta ändrade värden är sänkta, vilket medför lägre riktvärden. I vissa fall har dricksvattennormen dock höjts.

Riktvärden för skydd av markmiljön har uppdaterats. �

Haltkriterier för ytvatten har uppdaterats. Riktvärdena för skydd �

av ytvatten beräknas så att halten i ytvatten underskrider halva det effektbaserade värdet för organiska ämnen. För metaller och de långlivade organiska föroreningarna PCB och dioxin har haltkriteri-erna satts så att tillskottet från det förorenade området inte innebär en markant avvikelse från normalt förekommande halter i ytvatten.

En genomgång av bakgrundshalter för metaller har gjorts och vissa �

värden har justerats, till exempel har bakgrundhalten i jord för ar-senik sänkts från 15 mg/kg TS till 10 mg/kg TS.


Exponeringsparametrarna för framförallt MKM har modifierats. �

Utspädningsfaktorerna för inandning av ångor beräknas nu av pro-�

grammet. För den standardjord som används för Naturvårdsverkets generella riktvärden innebär det en lägre utspädning (1/10 000 istäl-let för 1/20 000).

Beräkning av exponering via intag av dricksvatten sker nu separat �

från beräkning av skydd för grundvatten. Vid beräkning av expo-nering jämförs intaget via dricksvatten med TDI för föroreningen. Riktvärden för skydd av grundvatten beräknas så att halten i en brunn nedströms området underskrider halva dricksvattennor-men. I rapporterna 4639 och 4889 (Naturvårdsverket, 1997b och Naturvårdsverket och SPI, 1998) togs hänsyn till dricksvattennor-men vid beräkning av exponering från intag av grundvatten genom ett komplicerat justeringsförfarande. Det ändrade beräkningssättet medför att de nya och gamla envägskoncentrationerna för intag av dricksvatten kan skilja sig mycket. Metoderna resulterar dock i samma slutliga riktvärde. Skillnader kan dock uppkomma på grund av ändrade utspädningsfaktorer och dricksvattennormer.

Utspädningsfaktorer för grundvatten beräknas i riktvärdesmo-�

dellen för förorenad mark. Utspädningsfaktorerna för de givna scenarierna är 1/14 för KM och 1/47 för MKM. (I rapport 4639, Naturvårdsverket, 1997b, användes 1/15 respektive 1/30).

För de givna scenarierna är utspädningsfaktorn för porvatten till yt-�

vatten nu 1/4000. Detta ger väsentligt lägre utspädning än tidigare i rapport 4639 (Naturvårdsverket, 1997b) där utspädningsfaktorn var 1/60 000 och något lägre än i rapport 4889 (Naturvårdsverket och SPI, 1998) där utspädningsfaktorn var 1/5000.

oSäKERHETER 99

Osäkerheter i riktvärdesmodellen 9.1 De data och de delmodeller som används för att ta fram riktvärdena innehåller varierande mått av osäkerhet. På det sättet är även riktvär-dena förknippade med osäkerheter. Det bör beaktas när riktvärden används i riskbedömningar. Osäkerheterna kan inte alltid kvantifieras. Det är ändå viktigt att göra en bedömning av storleken på osäkerheten, dess orsaker och betydelse samt vad som kan göras för att minska osä-kerheten.

Olika typer av osäkerhet som påverkar en riktvärdesmodell är exempelvis:

konceptuella osäkerheter� orsakade av begränsningar i problemde-finition och identifiering av föroreningskällor, spridningsvägar och exponeringsvägar. Storleken på den konceptuella osäkerheten kan inte enkelt beräknas utan måste uppskattas utifrån jämförande be-räkningar med alternativa antaganden.

modellosäkerheter� som uppkommer när komplicerade processer ska beskrivas i förenklade matematiska formler. Även dessa är svåra att kvantifiera och måste bedömas genom att jämföra resultat från al-ternativa modeller eller beräkningar. Ofta kan dock osäkerheternas maximala storlek uppskattas. Delmodeller i en riktvärdesmodell kan också verifieras med resultat från faktiska mätningar.

Osäkerheter9


De data och de delmodeller som används för att ta fram riktvärdena innehåller varierande mått av osäkerhet. på det sättet är även riktvärdena förknippade med osä-kerheter. Det bör beaktas när riktvärden används som verktyg i riskbedömningar. Osäkerheterna kan inte alltid kvantifieras. Det är ändå viktigt att göra en bedömning av storleken på osäkerheten, dess orsaker och betydelse samt vad som kan göras för att minska osäkerheten. I

detta kapitel behandlas konceptuella osäkerheter som beror av till exempel begränsningar i problemformule-ring, modellosäkerheter som uppkommer när komplice-rade processer ska beskrivas i förenklade matematiska modeller och dataosäkerheter som orsakas av osäker-heter eller fel i provtagning, informationsbrist eller be-gränsad kunskap. Kapitlet beskriver också kortfattat hur osäkerheter kan hanteras.


dataosäkerheter� som orsakas av osäkerheter eller fel i provtagning och analys, informationsbrist eller begränsad kunskap. För många parametrar finns också en naturlig variation (variabliltet) och hete-rogenitet i data. Eftersom man i del modeller och riktvärdesmodellen för förorenad mark använder punktskattningar kommer variatio-nen i värden att aktualiseras när man väljer ett givet värde som pa-rameter i fördelningen av data, till exempel ett medelvärde eller en 90-percentil. Osäkerheten ligger i hur väl man känner till det sanna medelvärdet eller 90-percentilen.

I riktvärdesmodellen finns en stark koppling mellan de data som används och det kan därför vara svårt att skilja mellan modell- och dataosäker-heter. Riktvärdesmodellen syftar till att beräkna halter av föroreningar i mark under vilka risken för negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser normalt är acceptabel i efterbehandlingssammanhang. För hälsoeffekter görs det genom att jämföra beräknad exponering med toxi-kologiska referensvärden som tagits fram av nationella och internatio-nella expertgrupper. För bedömning av miljöeffekter jämförs uppmätta halter med riktvärden för skydd av markmiljön och beräknade halter i grundvatten och ytvatten med haltkriterier. Detta innebär att framtag-ningen av riktvärden kan delas in i två delar:

Bedömning av halter, exponering och spridning. Omfattar beräk-1. ningar i riktvärdesmodellen som är specifika för förorenad mark.

Bedömning av effekter. De värden i riktvärdesmodellen som används 2. för jämförelse, det vill säga toxikologiska referensvärden, riktvärden för skydd av markmiljön samt haltkriterier i grundvatten och ytvatten.

I följande avsnitt kommer osäkerheten i framtagande av riktvärden att diskuteras med avseende på hälsoriskbaserade riktvärden, riktvärden för skydd av markmiljön och riktvärden för skydd av grundvatten och ytvatten. Ett försök görs också att skilja mellan osäkerheter som berör bedömning av halter, exponering och spridning och osäkerheter som berör bedömning av effekter.

OsÄKeRHeteR I HÄLsORIsKbAseRADe RIKtVÄRDeN9.1.1

Bedömning av halter, exponering och spridning9.1.1.1

Beräkningen av de hälsoriskbaserade riktvärdena med riktvärdesmodel-len bygger på antagandet att exponeringen för en förorening är propor-tionell mot den halt som uppmäts i marken. Detta antagande innehåller konceptuella osäkerheter. För många exponeringsvägar är det en viss storleksfraktion av jordpartiklarna som orsakar den största expone-ringen, oftast de finaste partiklarna. Detta gäller främst exponering ge-nom inandning av damm, men även hudupptag och direkt intag av jord. Föroreningshalten i de finaste partiklarna är ofta högre än i den analy-serade fraktionen (som ofta består av en blandning av finare och grövre fraktioner). Detta kan leda till en överskattning eller underskattning av riskerna. I modellen för hälsorisker antas också att biotillgängligheten av föroreningen i jorden är samma som använts för de toxikologiska

oSäKERHETER 101

referensvärdena. Biotillgängligheten av markföroreningar är mycket va-rierande och kan vara olika för olika exponeringsvägar.

Osäkerheten i uppskattning av exponering är till största delen styrd av dataosäkerheter. De exponeringsparametrar som används bygger på uppskattningar av genomsnittliga värden för livslängd, intag av jord, hudupptag, inandning och intag av grönsaker. Störst osäkerhet finns i data för intag av jord och hudupptag där det finns stora variationer mel-lan olika studier och där både högre och lägre värden än de som används i riktvärdesmodellen förekommer. För inandning och intag av grönsaker är de medelvärden som används i modellen säkrare. För intag av mängd dricksvatten per dag används data från WHO, där medelvärdena är nå-got högre än de från motsvarande svensk statistik.

För de indirekta exponeringsvägarna inandning av damm och ångor samt intag av dricksvatten ingår även en beräkning av spridning och utspädning. För exponering via intag av växter ingår en beräkning av upptaget i växter. Dessa beräkningar innehåller konceptuella osäker-heter samt modell- och dataosäkerheter. Ett exempel på en konceptuell osäkerhet gäller flyktiga föroreningar där föroreningskällan generellt primärt inte ligger i marken utan i grundvattnet. Eftersom faktorer som styr spridning och utspädning är mycket platsspecifika kan en generell bedömning av osäkerheten inte göras. För dessa exponeringsvägar finns dock möjlighet att genom direkta mätningar öka säkerheten, till exempel genom mätning av halter av dammbundna föroreningar, föroreningshalt i inomhusluft och föroreningshalt i växter.

Bedömning av effekter9.1.1.2

En konceptuell osäkerhet i bedömningen av effekter är att i riktvärdes-modellen beaktas enbart effekter för enskilda ämnen och eventuell hän-syn till samverkanseffekter får göras utanför riktvärdesmodellen.

De toxikologiska referensvärden som används i modellen har tagits från nationella och internationella expertgruppers samman ställningar. Dessa bygger ofta på djurförsök. Eftersom människor och djur kan vara olika känsliga för olika föroreningar använder man osäkerhetsfaktorer för att kompensera för detta. Osäkerhetsfaktorer används också för att kompensera för andra skillnader, exempelvis att djurförsök ofta innebär att föroreningen ges i höga doser under kort tid och att känsligheten är olika för olika individer. Vid brist på kunskap om de faktiska skillnaderna i känslighet används osäkerhetsfaktorer för ”att vara på den säkra sidan”.

Även vid epidemiologiska undersökningar uppstår osäkerheter, bland annat för att det är svårt att bedöma den exponering som den studerade gruppen utsatts för och för att andra skadliga ämnen kan inverka på undersökningens resultat. Vidare är känsligheten hos dessa metoder ofta inte tillräcklig för att påvisa mindre eller subtila effekter som ändå anses oacceptabla.

Att kvantifiera osäkerheten i de toxikologiska referensvärdena (RfD-värden) är svårt. US EPA uppskattar att osäkerheten i sina RfD-värden (motsvarande TDI) är ungefär en faktor 10. En datasammanställning som utfördes inför framtagande av riktvärdesmodellen visar att olika organisationers uppskattningar kan skilja sig en faktor 10 eller mer. För genotoxiska ämnen anger US EPA ofta cancerriskfaktorn som övre grän-sen för ett 95 procentigt konfidensintervall.


Osäkerheten i de toxikologiska referensvärdena är således en bety-delsefull faktor för osäkerhet när riktvärden tas fram. Osäkerheten i de toxikologiska referensvärdena varierar mellan olika ämnen och kan i vissa fall vara större än den osäkerhet som finns i beräkningen av expo-neringen.

OsÄKeRHeteR I RIKtVÄRDeN FöR sKyDD AV mARKmILJöN9.1.2

I modellen för skydd av markmiljön är de delar som berör bedömning av halter och exponering starkt integrerad med bedömningen av effekter. Eftersom marklevande organismer har direkt kontakt med den förore-nade jorden bedöms effekter direkt från den uppmätta föroreningshalten i marken. Effekter beaktas för enskilda ämnen och eventuell hänsyn till samverkanseffekter får göras utanför riktvärdesmodellen.

Riktvärdena avser att skydda markens funktion. Markmiljön är dock ett komplicerat system av processer, organismer och näringskedjor där funktion kan definieras på olika sätt och är svår att bestämma. Därför har skyddet av markmiljö definierats som ett skydd av en given andel av de arter som finns i marken. Denna förenkling innebär konceptuella osä-kerheter.

De metoder som används för att ta reda på hur stor andel av arterna som påverkas bygger på att data från ekotoxikologiska tester används. För ämnen där det finns mycket data kan statistiska metoder användas, men om endast ett fåtal data finns används istället säkerhetsfaktorer för att inte underskatta riskerna. I många fall saknas data för markmiljön. Data från vattenmiljön har då justerats för att motsvara exponeringsför-hållanden på land. En mindre mängd data leder naturligtvis till en ökan-de osäkerhet. De stora skillnader som finns mellan olika organisationers värden visar också på att det finns betydande osäkerheter i bedömningen av risker för markmiljön.

De modeller som används har i begränsad utsträckning verifierats mot fältdata. En svårighet med verifiering är att flera olika föroreningar ofta är inblandade, vilket medför att det är svårt att separera effekter av enskilda ämnen.

Osäkerheterna i bedömningen av effekter på markmiljön kan reduceras genom att använda en kombination av kemiska, toxikologiska och ekologis-ka undersökningar. Detta kräver dock relativt omfattande undersökningar, se Naturvårdsverket 2009a, Jones m.fl. 2006 och Jones m.fl., 2008.

OsÄKeRHeteR I RIKtVÄRDeN FöR sKyDD AV 9.1.3 GRUNDVAtteN OCH ytVAtteN

Bedömning av halter, exponering och spridning9.1.3.3

Den modell som används för lakning av föroreningar bygger på att ut-lakningen är proportionell mot halten i det fasta materialet och är kon-stant i tiden. Utlakning av föroreningar kan variera kraftigt beroende föroreningens sammansättning, ursprung och de kemiska förhållandena. De standardvärden för beräkning av utlakning (Kd-värden) som ges i modellen är satta för att inte underskatta lakningen i de flesta situationer och kan skilja sig från de som råder på den aktuella platsen. Genom att använda platsspecifika data kan lakningen anpassas till rådande förut-sättningar och osäkerheten minskas (avsnitt 4.8.1).

oSäKERHETER 103

Generellt gäller att de modeller som används för spridning till grund-vatten och ytvatten i riktvärdesmodellen är av översiktlig typ. Om föro-reningsspridning är en viktig faktor bör en fördjupad riskbedömning genomföras.

Enkla modeller används för beräkning av spridning och utspädning av föroreningar till grundvatten. Modellen för uppskattning av halter i grundvatten försummar effekter såsom fördröjning och nedbrytning un-der transporten och kan därigenom överskatta spridningen, speciellt på längre avstånd från källan. Indata till modellen är ofta svåra och dyrbara att mäta, till exempel hydraulisk konduktivitet. Därför görs ofta upp-skattningar baserade på litteraturdata för olika jordarter, vilket innebär osäkerheter. Eftersom spridning i grundvattnet är en långsam process som pågår i det undersökta området så finns osäkerheter även vid jäm-förelse med fältdata.

Modellen för spridning till ytvatten grundar sig endast på utspädning och försummar viktiga processer såsom sedimentation. Detta innebär att de konceptuella och modellrelaterade osäkerheterna är stora och model-len är inte tillämpbar för ytvatten med hög vattenföring. Data till model-len kan oftast bestämmas med liten osäkerhet. Störst osäkerhet gäller i bedömningen av flödet genom de förorenade massorna, medan vattenfö-ringen i ytvatten ofta kan bestämmas med tillräcklig säkerhet.

Bedömning av effekter9.1.3.4

De kriterier som används för att bedöma spridning till grundvatten och ytvatten är till stor del baserade på kriterier satta nationellt eller inom EU, till exempel dricksvattennormer och miljökvalitetskriterier. Även dessa är behäftade med osäkerheter. De utgör dock en del av regelverket för att skydda människors hälsa och miljön och ingår inte direkt som en del i framtagandet av riktvärdena. För metaller och vissa svårnedbryt-bara organiska ämnen baserar sig kriterierna för ytvatten på avvikelse från normalt förekommande halter i svenska ytvatten. Underlaget för en generell bedömning av dessa är relativt god, men för en platsspecifik bedömning kan underlaget vara sämre, vilket kan medföra osäkerheter.

Osäkerhets- och känslighetsanalys9.2 Osäkerhetsbedömningar kan delas upp i momenten osäkerhetsanalys och känslighetsanalys. I en osäkerhetsanalys undersöks den samlade osä-kerheten för hela modellsystemet. En känslighetsanalys innebär att man försöker identifiera de delar av bedömningssystemet där osäkerheten är störst och där känsligheten för fel i modeller eller parametrar får störst betydelse för den slutliga sammanfattande bedömningen.

För att bedöma hur ett riktvärde påverkas av dataosäkerheter kan till exempel känslighets- eller osäkerhetsanalys utföras.

I en känslighetsanalys varieras alla indata inom vissa gränser och man studerar hur beräknade riktvärden påverkas. Därigenom identifieras de parametrar som har störst påverkan på modellers resultat och som det är viktigt att ha en god kännedom om för att kunna minska osäkerheten (Öberg, 2006). Den riktvärdesmodell som beskrivs här har inget inbyggt system för att utföra känslighetsanalys, men en mycket förenklad käns-lighetsanalys kan göras med hjälp av beräkningsprogrammets redovis-


ningsdel (fliken Riktvärden). Där redovisas den relativa betydelsen av de olika exponeringsvägarna och den eller de exponeringsvägar som är dominerande för det studerade beräkningsfallet kan därmed identifieras. Med kunskap om vilka parametrar som har störst betydelse för den ak-tuella exponeringsvägen kan sedan en enklare känslighetsanalys genom-föras genom att variera dessa parametrar. Många parametrar inverkar linjärt på envägskoncentrationen för den studerade exponeringsvägen, till exempel halverar en fördubbling av intaget av förorenad jord en-vägskoncentrationen för intag av jord. Om flera exponeringsvägar har likartad betydelse kan variationen bli mer komplex eftersom andra expo-neringsvägar kan komma att styra riktvärdet för vissa val av parametrar.

Osäkerhetsanalysen går ett steg längre genom att man tar fram en statistisk fördelning för modellens olika parametrar. Fördelningen be-skriver osäkerheten i parametervärdet genom att ge sannolikheten för att parametervärdet överskrider ett visst värde. Det kan ofta vara motiverat att skilja mellan variabilitet (t.ex. skillnad i kroppsvikt mellan olika indi-vider) och osäkerhet (t.ex. bristande kunskap om fördelningsfaktorn för ett ämne).

Probabilistiska simuleringsmetoder kan användas för att göra osä-kerhetsanalys (se till exempel Öberg m.fl., 2006). Istället för att beräkna riktvärden med hjälp av punktskattningar av parametervärdena används istället fördelningarna för parametervärdena. Det kan göras genom att värden på alla modellparametrar slumpas ut från sina statistiska fördel-ningar och en lång serie simuleringar genomförs med olika kombina-tioner av de slumpade parametrarna. De riktvärden som erhålls från de enskilda simuleringarna ställs samman till en statistisk fördelning av rikt-värdet. På detta sätt kan man beräkna hur osäkerheten i indata slår på osäkerheten i riktvärdena. En viktig och svår del i osäkerhetsanalysen är att ta fram realistiska fördelningar för osäkerheten i indata. Ofta saknas tillräckligt med information för att ta fram hur fördelningen ser ut och hur olika antaganden får göras. Valet av sannolikhetsfördelning kan vara den enskilt viktigaste faktor som påverkar utfallet av osäkerhetsanaly-sen och bör därför motiveras och dokumenteras (Öberg m.fl., 2006). En osäkerhetsanalys av riktvärden kan ingå i en fördjupad riskbedömning, se Naturvårdsverket, 2009a.

REfERENSER 105

Referenser

Bockting g j m, koolenbrander j g m, och Swartjes F A (1996). SEDISOIL: Model for calculating human exposure due to contami-nated sediments. RIVM Bilthoven, Report nr 715810011.

clavensjö B (2002). Radonåtgärders beständighet. SSI Rapport 2002:10. Statens strålskyddsinstitut.

ecB (2003). European Commission Technical Guidance Document on Risk Assessment. Part 1. European Chemicals Bureau.

elert m, Fanger g, Höglund l O, jones c, Suér P, Wadstein e, Bjerre-Hansen j och grøn c (2006). Laktester för riskbedömning av förorenade områden – huvudrapport och underlagsrapport 1a. Naturvårdsverket rapport 5535 (Hållbar sanering).

elert m, eliaeson k, Strandberg j, Nilsson S, Wadstein e, enell A, Berggren kleja d och gustafsson j P (2008). Föroreningsspridning – tillämpning och utvärdering av metoder. Naturvårdsverket rapport 5834 (Hållbar sanering).

grøn c (2006). Laktester för riskbedömning av förorenade områden – Underlagsrapport 2b: Tester för bedömning av oral biotillgänglighet vid intag av jord. Naturvårdsverket rapport 5557 (Hållbar sanering).

gustafsson j P, elert m, Berggren kleja d och jarvis N (2007). Modeller för spridning av metaller från mark till vatten. Naturvårdsverket rapport 5741 (Hållbar sanering).

jones c, Allard A S, Bengtsson B e, gilek m och gunnarsson j (2006). Förbättrade miljöriskbedömningar. Naturvårdsverket rapport 5538 (Hållbar sanering).

jones c, Allard A S, gilek m, gunnarsson j, lenoir l, Persson T, Rutgers m, Taylor A och yesilova H (2008). Metodik för miljöriskbe-dömning. Naturvårdsverket rapport 5928 (Hållbar sanering).

mackay d och Patterson S (1981). Calculating fugacity, Environmental Science Technology, 15, 9, 1006-1014.

mdeP (1994). Background documentation for the development of MCP numerical standards. Massachusetts Department of Environmental Protection, USA.

miljøstyrelsen (1998). Oprydning på forurenede lokaliteter – Appendikser, Vejledning fra Miljøstyrelsen No 7. Miljøstyrelsen, Danmark.


Naturvårdsverket (1997a). Generella riktvärden för förorenad mark – beräkningsprinciper och vägledning för tillämpning. Naturvårdsverket rapport 4638.

Naturvårdsverket (1997b). Development of generic guideline values – Models and data used for the development of generic guideline values for contaminated soils in Sweden. Naturvårdsverket report 4639.

Naturvårdsverket (1997c). Tillståndet i svensk åkermark. Naturvårdsverket rapport 4778,

Naturvårdsverket och SPi (1998). Förslag till riktvärden för förorenade bensin stationer, Naturvårdsverket och Svenska Petroleum Institutet. Naturvårdsverket rapport 4889.

Naturvårdsverket (2008a). Kriterier för återvinning av avfall i anlägg-ningsarbeten. Naturvårdsverket remissversion 2007-12-11.

Naturvårdverket (2009a). Riskbedömning av förorenade områ-den. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. Naturvårdsverket rapport 5977.

Naturvårdverket (2009b). Att välja efterbehandlingsåtgärd. En väg-ledning från övergripande till mätbara åtgärdsmål. Naturvårdsverket rapport 5978.

Rivm (2001). Rikken M.G.J., Lijzen J.P.A. och Cornelese A.A. Evaluation of model concepts on human exposure. Proposals for updating the most relevant exposure routes of CSOIL. RIVM report 711701 022.

SFT (1999). Veiledning om risikovurdering av forurenset grunn. Statens Forurensningstilsyn, Veiledning 99:01a.1999.

Sgu (2006). Geokemiska kartan, Markgeokemi, Metaller i morän och andra sediment från Varberg till Lidköping. Andersson M, Rapport K 45, Sveriges Geologiska Undersökning (Innehåller även rikstäckande data).

Sgu (2007). Maxe L, Mellqvist E, Blad L, Ahlström L och Jirner Lindström E. Vattenkvalitet och markanvändning – en sammanställ-ning av data ur databasen DGV februari 2007. SGU-rapport 2007:19.

Sgu (2005). Lång L-O, Bergstedt-Söderström och Ojala L. Förslag till distriktsvis inventering av grundvattenförekomster. SGU-rapport 2005:3.

Slu (2007). Mark- och grödoinventeringen, Data insamlat 1988–2003. Sveriges Lantbruksuniversitet (www.slu.se).

Shell (1994). The concepts of HESP, Reference Manual, Human expo-sure to soil pollutants, Version 2.10a, Shell Internationale Petroleum, The Hague.

REfERENSER 107

TPHcWg (1997a). A risk-based approach for the management of Total Petroleum Hydrocarbons in soil. A technical overview of the pet-roleum hydrocarbon risk assessment approach of the TPH Criteria Working Group. TPH Criteria Working Group, Toxicological Technical Action Group (http://www.aehs.com).

TPHcWg (1997b). Development of fraction specific Reference Doses (RfDs) and Ref-erence Concentrations (RfCs) for Total Petroleum Hydrocarbons (TPH). Volume IV, TPH Criteria Working Group, Toxicological Technical Action Group (http://www.aehs.com).

Trapp (2002). Dynamic root uptake model for neutral lipophilic or-ganics, Environmental toxicology and chemistry. Volume 21, No 1, 203–206.

uSePA (1996). Soil Screening Guidance: Technical Background docu-ment. EPA/540/R-95/128. PB96-963502, US EPA, Washington, VA.

van den Berg R (1995). Blootstelling van de mens aan bodemveront-reiniging. Een kwalitatieve en kwantitatieveanalyse, leidend tot voor-stellen voor humaan toxicologische C toetsingswaarden. Rapport nr 725201006. Modified version of original report from 1991. RIVM (National Institute of Public Health and Environmental Protection), Netherlands.

van den Berg m, Birnbaum l S, denison m, m.fl. (2006). Review The 2005 World Health Organization Reevaluation of Human and Mammalian Toxic Equivalency Factors for Dioxins and Dioxin-Like Compounds. Toxicological Sciences 93(2), 223–241.

Åkerblom g, Pettersson B och Rosén B (1990). Radon i bostäder – Markradon. R85 (rev 1990), Byggforskningsrådet.

öberg T (2006). Probabilistisk riskbedömning fas 1. Sannolikhetsbaserad uppskattning av miljö- och hälsorisker i förore-nade markområden – en litteraturöversikt. Naturvårdsverket rapport 5532 (Hållbar sanering).

öberg T, Sander P och Bergbäck B (2006). Probabilistisk riskbedöm-ning fas 2. Naturvårdsverket rapport 5621 (Hållbar sanering).

Bilaga 1 Samman ställning av indata till riktvärdes modellen

Riktvärdena bygger på försik-tiga men rimliga antaganden.

I denna bilaga redovisas de indata som ingår i riktvärdesmodellen i form av generella modelldata, ämnesspecifika parametrar samt data för de givna scenarierna känslig markanvändning, KM, och mindre känslig markanvändning, MKM. I texten ges en kortfattad sammanställning av vilka principer och referenser som använts för att ta fram data till pa-rametrarna. I tabellform redovisas även valda värden och referenser till datakällor för respektive parameter.

Först beskrivs de modell- och scenarioparametar som används för att beskriva exponering och spridning i de givna scenarierna KM och MKM i riktvärdesmodellen. Dessa scenarier ligger också till grund för Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark. Därefter behandlas de ämnesspecifika parameterarna för de ämnen som ingår i riktvärdesmodellen.

innehåll

1 Modell- och ScenarioparaMetrar 115

1.1 Data för exponeringsparametrar 115

1.1.1 Exponerade grupper 116

1.1.2 intag av jord 116

1.1.3 Hudupptag 116

1.1.4 inandning av ångor 117

1.1.5 inandning av damm 117

1.1.6 intag av dricksvatten 118

1.1.7 intag av växter 118

1.1.8 akutexponering 119

1.2 Data för fördelning och transport av föroreningar 119

1.2.1 Data för jordens egenskaper 119

1.2.2 Utlakning av föroreningar 120

1.2.3 Utspädning i grundvatten 121

1.2.4 Ytvattenrecipienter 121

1.2.5 inträgning av ångor i hus och föroreningstransport till utomhusluft 121

1.2.6 Upptag av organiska ämnen i växter 122

1.2.7 Upptag av organiska ämnen i fisk 123

1.3 Sammanfattning av scenarioparametrar 124

1.4 Sammanfattning av modellparametrar 126

2 ÄMneSSpecifika paraMetrar 129

2.1 Fysikaliska och kemiska parametrar 129

2.1.1 Data för beräkning av utlakning (Kd-värden) 129

2.1.2 Koc och Kow 130

2.1.3 Henrys konstant 130

2.1.4 Frifasgränser 131

2.2 Bioupptagsfaktorer 132

2.2.1 Upptag av föroreningar i växter 132

2.2.2 Upptag av föroreningar i fisk 132

2.3 Toxicitetsparametrar 133

2.3.1 Toxicitetsdata för polycykliska aromatiska kolväten (PaH) 133

2.3.2 Hudupptag 134

2.3.3 akut toxicitet 135

2.4 Riktvärden för skydd markmiljön 135

114 RiktväRden föR föRoRenad maRk


2.4.2 Utvärdering av dataunderlag 136

2.5 Haltkriterier för skydd av ytvatten 136

2.5.1 Metaller 137

2.5.2 PCB och dioxiner 138

2.5.3 Övriga organiska ämnen 138

2.6 Haltkriterier för skydd av grundvatten 138

2.7 Bakgrundshalter av metaller i mark 139

3 tabeller Med ÄMneSSpecifika paraMetrar 143

4 referenSer 163

bilaga 1 • SammanStällning av indata till riktvärdeSmodellen 115

I detta kapitel redovisas valda värden för de scenarioparametrar som beskriver exponering och transport av föroreningar för de givna scena-rierna känslig markanvändning, KM, och mindre känslig markanvänd-ning, MKM. Valda värden och de resonemang som används i valet av värdena utgör också ett underlag för att ta fram platsspecifika riktvär-den. Parametrar som kan förväntas vara platsspecifika såsom jordens egenskaper och recipientförhållanden klassas som scenarioparametrar, medan parametrar som är allmängiltiga såsom diffusiviteter, kroppsvikt för barn och vuxna och fetthalt i fisk klassas som modellparametrar.

Avsnitt 1.1 behandlar data för de parametrar som används för beräk-ning av exponering av människor och avsnitt 1.2 data för de parametrar som används för beskrivning av fördelning och transport av förorening-ar. Valda värden för scenarioparametrar och modellparametrar redovisas i tabell A1.2 respektive och A1.3.

Data för exponeringsparametrar1.1 Data för exponeringsparametrar baserar sig på en genomgång av ut-ländsk litteratur rörande exponeringsdata, med inriktning på data som används för liknande typer av riskbedömningar av förorenad mark (RIVM, CLEA, UMS, ECETOC, USEPA) samt svenska sammanställ-ningar av matvanor (Livsmedelsverket) samt annan statistik från SCB. Baserat på denna genomgång har parametervärden valts för de givna scenarierna känslig markanvändning, KM, och mindre känslig markan-vändning, MKM.

De data som beskriver hur människor använder det förorenade områ-det, såsom exponeringstider och konsumtionsmönster klassas som scena-rioparametrar. Parametrar som är mer generella, såsom ålder, vikt, intag av jord och andningshastighet, har klassats som modellparametrar.

Modellparametrar är parametrar som är nära kopplade till valet av beräkningsmetodik eller till de bakomliggande principer som använts för beräkning av riktvärden, och är därmed inte knutna till de enskilda sce-narierna. Modell parametrar bör därför normalt inte ändras när man tar fram platsspecifika riktvärden.

Modell- och 1 scenarioparametrar


ExPonERaDE gRUPPER1.1.1

Exponeringen beräknas som medelvärden över en längre tids exponering av de två grupperna barn respektive vuxna. För ämnen med tröskeleffek-ter beräknas genomsnittlig exponering per kilogram kroppsvikt som ett årsmedelvärde.

Kroppsvikt för barn antas vara 15 kg, baserat på ECETOC, 2001 och motsvarar genomsnittsvikten för barn omkring 3 år. Kroppsvikt för vuxna antas vara 70 kg, baserat på ECETOC, 2001 och WHO 1999b. Medelvikten för svenska män och kvinnor är 83,6 respektive 68,5 kg.

För ämnen som påverkar arvsmassan (genotoxiska ämnen) beräknas ett livstids medelvärde över en livslängd på 80 år, baserat på medelivs-längden i Sverige som är 78,4 år för män och 82,8 år för kvinnor (SCB, 2005).

Exponering av barn antas ske under en period av 6 år, baserat på van den Berg, 1995. Exponering av vuxna antas ske under 74 år för KM (7 år till 80 år) och under 59 år för MKM (7 år till 65 år).

inTag av joRD1.1.2

För intag av jord antas vistelsetid på det förorenade området vara 365 dagar per år för KM (ingen begränsning av markanvändning). För MKM antas vuxna vistas på området 200 dagar per år, baserat på antal arbets-dagar. Barn antas vistas på området 60 dagar per år, baserat på besök på området cirka en gång per vecka.

Parametern dagligt jordintag representerar den jord som man oavsikt-ligt eller avsiktligt får in genom munnen i form av damm och partiklar. Intag av jord kan ske både utomhus och inomhus genom jord som kom-mer in i bostäder. Data för det dagliga jordintaget bygger på långtids-mätningar på människor som har exponerats för jord i hemmet (KM) eller på arbetsplatser (MKM) och representerar därför ett genomsnittligt intag över hela dygn. Värdena bör därför normalt inte viktas om för antal timmar människor vistas i området.

Barns intag av jord är för KM 120 mg/d och är summan av ett ge-nomsnittligt jordintag på cirka 100 mg/dag (USEPA, 2002) samt enstaka avsiktliga intag på 5 g jord per gång vid 10 tillfällen under perioden 0-6 år. Värdet för MKM (80 mg/d) har satts något lägre än för KM efter-som barn som vistas på MKM-områden antas vara äldre och inte lika benägna till avsiktligt intag av jord. Detta värde är i samma storleksord-ning som används för äldre barn i andra modeller (UMS, 1997, IEUBK, 2005).

Den litteratursammanställning som gjorts visar att flertalet modeller använder ett jordintag för vuxna i bostadsmiljö på cirka 50 mg/d. Detta värde har valts för KM. Värdet för MKM (20 mg/d) har satts något lägre än för KM beroende på en mindre intensiv kontakt med jorden.

HUDUPPTag1.1.3

Hudupptag antas ske 120 dagar per år för KM, baserat på exponering endast under delar av året (4 månader per år). För MKM antas hudupp-tag ske 90 dagar per år för vuxna, där exponering sker vid arbetet endast under delar av året, och för barn 60 dagar per år (jämför intag av jord).


Beräkningen av exponerad hudyta utgår från att vid känslig mark-användning har barn hela kroppen utom bålen exponerad (baserat på USEPA, 2002), vilket motsvarar 70 procent av den totala hudytan. Exponerad hudyta för vuxna är baserad på ett scenario där personerna är klädda i shorts och kortärmad tröja. Det använda värdet följer USEPA:s rekommendation (USEPA, 1997) att räkna på 25 pocent av en genomsnittlig kroppsyta på 2 m².

För mindre känslig markanvändning antas att barn har shorts, skor och korta ärmar, motsvarande 25 procent av den totala hudytan, medan vuxna har långbyxor och kortärmad tröja, motsvarande 15 procent av den totala hudytan.

Den antagna hudexponeringen (mängd jord per m² exponerad hud-yta, 2000 mg/m²) baserar sig på data för trädgårdsarbetande vuxna (Kissel et al., 1996, USEPA, 1997) och motsvarar även värden som upp-mätts för förskolebarn som vistas ute och inne (USEPA, 2002). Samma värde används därför för såväl barn som vuxna. För beräkning av ab-sorptionen genom huden används även ämnesspecifika hudupptagsfakto-rer, se avsnitt 2.3.2.

inanDning av ångoR1.1.4

Den mängd luft som andas in (andningshastigheten) som används i rikt-värdesmodellen är 20 m³/dag för vuxna och 7,6 m³/dag för barn. Dessa antaganden är baserade på CSOIL-modellen (RIVM, 2001f). En genom-gång av ett antal exponeringsmodeller har visat att de flesta modeller använder liknande antaganden.

Vistelsetid i dagar per år för inandning av ångor är samma som vistel-setiden för jordintag. För KM antas exponering ske hela dygnet (24 tim-mar per dygn) medan för MKM antas personen exponeras under 8 tim-mar per dygn. För inandning av ångor i de givna scenarierna antas att hela vistelsetiden på det förorenade området tillbringas inomhus.

inanDning av DaMM1.1.5

Mätningar av partikelhalt i luft har genomförts i relativt stor omfattning i Sverige. Ofta mäts partikelfraktionen PM10, det vill säga partiklar med motsvarande aerodynamiska egenskaper som en sfär med en diameter på upp till 10 µm. Detta motsvarar ungefär partiklar som kan passera svalget. I många fall mäts också en finfraktion, PM2.5, som i stort sett motsvarar fina partiklar som kan nå lungblåsorna. Andelen PM2.5 är vanligen cirka 50–90 procent av halten PM10, medelvärde 73 procent (Putaud et al., 2003).

Partikelhalterna i omgivningsluften varierar kraftigt mellan olika lo-kaler och mellan olika tidpunkter. På landsbygden i Sverige räknar man med ett årsmedelvärde för PM10-halter på 8-16 µg/m³ (Socialstyrelsen, 2005). I stadsmiljö är bakgrunden cirka 14-20 µg/m³, men kan i trafike-rade gatumiljöer vara betydligt högre och är på många platser över den miljökvalitetsnorm som finns, maximalt 40 µg/m³ i årsmedelvärde.

Halten damm från ett förorenat område i utomhusluft beräknas uti-från bakgrundshalten av damm i stadsmiljö på 20 µg/m³ och antaganden att upp till hälften av PM10-halten kan ha mineralogent ursprung, varav 50 procent härrör från det förorenade området. Detta ger ett årsme-


delvärde på 5 µg/m³ som bedöms vara rimligt konservativ. Antagandet stöds av teoretiska modellberäkningar av PM10-emissioner från jord vid tre platser i Sverige (RIVM-VITO, 2006) och studier av dammbildning vid olika aktiviteter och på olika slags markyta (Gustafsson m.fl., 2006). Halten damm i inomhusluft antas vara 75 procent av utomhushalten baserat på PM2.5-fraktionen eftersom det är den fina fraktionen som transporteras till inomhusluft.

Föroreningshalterna är ofta högre i fina partiklar än i den förorenade jorden som genomsnitt, men kan variera beroende på jordtyp och föro-reningens ursprung (Bright m.fl., 2006). Normalt görs inte undersök-ningar på extremt finpartikulärt material, men en sammanställning av undersökningar av finfraktioner (mindre än cirka 125–500 µm) från im-pregneringsanläggningar och glasbruk visar att föroreningshalterna kan vara cirka 2–6 gånger högre i den fraktionen än i materialet som helhet. Detta är i överensstämmelse med vad man funnit vid mätningar av bly-halt i damm från förorenade områden. I Young m.fl., 2001 mättes halter i förorenad jord och i PM10 och halterna i PM10-fraktionen var upp till 8 gånger högre än i jorden i genomsnitt. I riktvärdesmodellen används en faktor 5 för att relatera föroreningshalten i damm till den genomsnittliga föroreningshalten i marken.

Andningsvolymer för inandning av damm antas vara samma som för exponeringsvägen inandning av ångor, se ovan. Lungretention av partik-lar antas vara 75 procent för både barn och vuxna (van den Berg, 1995), vilket motsvarar andel PM2.5 av PM10.

Vistelsetid i dagar per år för inandning av damm antas vara den-samma som för jordintag. För KM antas att den exponerade personen är i området hela dygnet (24 timmar per dygn) medan för MKM antas att personen vistas i området 8 timmar per dygn. För inandning av damm i de givna scenarierna antas att hela vistelsetiden på det förorenade områ-det tillbringas inomhus.

inTag av DRiCKSvaTTEn1.1.6

I riktvärdesmodellen antas att intaget av vatten är 2 liter per dag för vuxna och 1 liter per dag för barn. Värdena är baserade på WHO:s Guideline for drinking water quality (WHO, 2004a). Dessa värden mot-svarar 95 percentilen av intaget av kranvatten inklusive te och kaffe en-ligt Livsmedelsverket 2002 och 2006, men i dessa data ingår inte vatten som används i matlagningen.

inTag av växTER1.1.7

Intaget av växter som används i riktvärdesmodellen baseras på Livs-medelsverkets undersökningar av vuxna och barn (Livsmedelsverket 2002 och 2006). Utifrån dessa undersökningar blir det genomsnittliga intaget av grönsaker, rotfrukter/potatis, frukt, bär och svamp samman-lagt 391 g/d för kvinnor och 368 g/d för män, samt 244 g/d för barn 4 år och 270 g/d för barn 8 år. Den individuella variationen är dock stor. I modellen antas intaget vara 400 g/d för vuxna och 250 g/d för barn.

Fördelningen av intaget i rotsaker respektive grönsaker, frukt och bär varierar mellan åldersgrupper och mellan kvinnor och män. Ett genom-snitt över alla åldrar och kön antas vara att hälften av det totala intaget


består av rotsaker och hälften består av grönsaker (Livsmedelsverket 2002 och 2006).

10 procent av de konsumerade grönsakerna antas härstamma från det förorenade området. Detta är baserat på data från Nederländerna (RIVM, 2001a). Andelen egenodlade grönsaker varierar dock kraftigt mellan olika individer.

Förhållandet torrvikt/färskvikt antas vara 0,117 kg torrvikt/kg färsk-tvikt för blad- och stjälkgrönsaker och 0,202 kg torrvikt/kg färskvikt för rotgrönsaker, baserat på van den Berg, 1995.

aKUTExPonERing1.1.8

För beräkning av riktvärden för skydd mot akuta hälsoeffekter från äm-nen med hög akuttoxicitet antas ett engångsintag på 5 g jord för ett barn i åldern 1-2 år med kroppsvikt 10 kg.

Data för fördelning och transport 1.2 av föroreningarI detta avsnitt beskrivs data för de generella parametrarna som används för att beskriva fördelning och spridning av föroreningar.

DaTa FÖR joRDEnS EgEnSKaPER1.2.1

I riktvärdesmodellen används data för en standardjord som underlag för de generella riktvärdena. Denna motsvarar förhållandena för normaltäta jordarter. Vid beräkning av platsspecifika riktvärden kan parametrarna för jordens egenskaper anpassas till förhållandena på platsen.

Som stöd för anpassning till platsspecifika förhållanden kan de data som tagits fram för de branschspecifika riktvärdena för bensinstationer användas (Naturvårdsverket och SPI, 1998). Där definierades ett antal jordarter som täcker in typiska förhållanden i Sverige definerade en-ligt den benämning av jordarter som ges i Karlsson och Hansbo, 2000. Dessa är:

Genomsläppliga jordarter, till exempel sand, grus, grusig morän, ��

grövre siltjordar.

Normaltäta jordarter, till exempel silt- och sandjordar, sandig-siltig ��

morän, sandig morän, siltmorän och sandmorän (används som ut-gångspunkt för de generella riktvärdena för mark).

Täta jordarter, till exempel lera och moränlera.��

Torrdensitet för jordar med lerig till sandig textur varierar mellan 1,28 till 1,61 kg/dm³ (Marshall m.fl., 1996). Valt värde för de fördefini-erade jordarterna är 1,5 kg/dm³.

Halten organiskt kol används för att beräkna bindningen av or-ganiska föroreningar till de fasta partiklarna i jorden och har därför betydelse för uppskattningen av urlakningenav förorening från jorden. Viktfraktionen organiskt kol i standardjorden antas vara 2 procent (Lundin m.fl., 2005). Lägre halter organiskt kol kan förekomma i svenska jordar, vanligen avtar också halten organiskt kol med djupet.


Organiska föroreningars bindning till jorden har visat sig ha ett i det närmaste linjärt förhållande till halten av organiskt kol i jorden. Vid mycket låga halter av organiskt material (mindre än 0,1–0,5 procent) kan dock andra komponenter i jorden vara av betydelse, till exempel lermineraler, vilket gör att man får en viss fastläggning även i jordar med mycket låg halt organiskt material. Vid höga halter av organiskt mate-rial (mer än 15–20 procent) kan avvikelser från det linjära förhållandet uppträda. Vid beräkning av platsspecifika riktvärden bör det värde som används i riktvärdesmodellen för halten organiskt kol ligga i intervallet 0,5–15 viktsprocent.

Jordens vattenhalt påverkar främst transporten av flyktiga ämnen i jorden. Vattenhalten i jordprofilen vid hydrostatiska förhållanden har be-räknats enligt van Genuchten, 1980. För standardjorden motsvarar det vattenhalten i en normaltät jord på djupet 0,7–2 m.

Värden på de grundläggande parametrarna för olika jordarter som kan användas vid platsspecifika beräkningar redovisas i tabell A1.1.

UTlaKning av FÖRoREningaR1.2.2

De data som ges i riktvärdesmodellen för förorenad mark för att beskri-va frigörelse och spridning av föroreningar från det förorenade området används för att beräkna de generella riktvärdena. Värdet på dessa para-metrar kan variera kraftigt mellan olika områden.

För de givna scenarierna KM och MKM antas storleken av det föro-renade området vara 2 500 m2, med en utsträckning på 50 meter längs grundvattnets flödesriktning och 50 m tvärs grundvattnets flödesriktning.

Grundvattenbildningen avser den del av nederbörden som infiltrerar genom den förorenade marken och når grundvattnet. Den beräknas som nederbörd minus ytavrinning, avdunstning och transpiration via växter. Grundvattenbildningen beror av jordart, markanvändning, nederbörd och temperatur och varierar kraftigt mellan olika delar av Sverige. I en översiktlig beräkning av grundvattenbildningen i svenska typjordar anges värden inom intervallet 130–670 mm/år (Grip och Rohde, 1994, SMHI, 2002 och Rohde m.fl., 2006). I dessa beräkningar antas att all avrinning sker via grundvatten och tar därmed inte hänsyn till ytavrinning. På för-orenade markområden antas normalt att ytavrinning sker, vilket ger en lägre grundvattenbildning. I de givna scenariorna KM och MKM antas

parameterdata för gene-rella riktvärden

referens, generella riktvärden

data för olika jordarter:

enhetGenomsläpplig normaltät tät

Porositet 0,40 0,35 0,40 0,45dm3 por

/dm3 jord

vattenhalt i jorden 0,32 beräknat från data

för olika jordarter 0,11 0,31 0,39dm3 vatten

/dm3 jord

lufthalt i jorden 0,08 uträknat från vatten-

halt och porositet 0,24 0,09 0,06dm3 luft

/dm3 jord

Halt orga-niskt kol ytligt djupt

2,0 lundin m.fl., 20051,0

0,5

2,0

0,5

2,0

0,5vikt-%

jordens torrdensitet 1,5 van den Berg m.fl.,

1995 1,5 1,5 1,5 kg/dm3

tabell a1.1. Parametrar för jordens egenskaper för de generella riktvärdena (riktvärdesmodellen) samt för olika jordarter (från naturvårdsverket och SPi, 1998).


grundvattenbildningen som ett genomsnitt över det förorenade området vara 100 mm/år, vilket tar hänsyn till att delar av avrinningen sker på markytan och inte påverkar förorenad mark.

I modellen antas att organiska föroreningar kan bindas till mobilt or-ganiskt kol (DOC) och därigenom transporteras vidare till grundvatten-zonen. Eftersom det är transporten till och i grundvattenzonen som ska beräknas i riktvärdesmodellen baserar sig halten DOC på de halter som man kan påträffa i grundvattnet. Typiska DOC-halter i grundvatten lig-ger i intervallet 1–10 mg/l. DOC-halter i skogsjordar under B-horisonten har uppmätts till mellan 2 och 7 mg/l (Fröberg m.fl., 2006). Medelhalten organiskt kol i grundvatten i drygt 5 000 prover från SGU:s miljööver-vakning är 3,5 mg/l och medianvärdet är 2 mg/l. Som standardvärde i modellen används en halt mobilt organiskt kol i grundvatten på 3 mg/l (0,000003 kg/l). Förhållanden KDOC/Koc antas vara 0,24 och är baserat på mätningar av Koc och KDOC för organiska ämnen (Frankki, 2006, Burchard, 2000 och Seth m.fl., 1999).

UTSPäDning i gRUnDvaTTEn1.2.3

Utspädningen i grundvattnet beror av avståndet från det förorenade området. För scenariot känslig markanvändning beräknas utspädningen i en punkt direkt nedströms området (avstånd till brunn för uttag av grundvatten alternativt till skyddsvärt grundvatten är 0 m). För scenariot mindre känslig markanvändning antas avståndet från det förorenade området till brunnen vara 200 m.

Den hydrauliska konduktiviteten avser horisontell riktning. För det generella fallet med normaltät jord antas en hydraulisk konduktivitet på 10-5 m/s (Naturvårdsverket, 1999a). Grundvattengradienten antas vara 0,03 m/m. Observera att grundvattengradienten är beroende av den hydrauliska konduktiviteten. Därför kan inte vilka kombinationer som helst av gradient och hydraulisk konduktivitet användas. Den vattenfö-rande zonens tjocklek, akviferens mäktighet, antas vara 10 m.

För scenarier där föroreningen ligger under grundvattenytan ges som standardvärde en mäktighet av föroreningen under grundvattenytan på 1 m.

YTvaTTEnRECiPiEnTER1.2.4

För de givna scenarierna antas ytvattenrecipienten vara en medelstor sjö, med volymen 1 miljon m3 och en omsättningstid på 1 år. För vat-tendrag antas vattenföringen vara 1 miljon m3/år (cirka 30 l/s), vilket motsvarar flödet i ett vattendrag med ett avrinningsområde på 3-6 km2. Vattendraget antas vara vattenförande året om.

inTRägning av ångoR i HUS oCH 1.2.5 FÖRoREningSTRanSPoRT Till UToMHUSlUFT

För beräkning av inträngning av ångor i hus antas huset ha en bottenyta av 100 m2 och en luftvolym av 240 m3, vilket är beräknat utifrån en an-tagen takhöjd av 2,4 m.

Luftomsättningen i huset, är baserat på krav på ventilationsflöde (Boverket, 2006) på 0,35 l/s per m2 golvyta, vilket innebär en luftomsätt-ning på drygt 12 gånger per dag. Lägre omsättning kan dock förekomma på grund av isolering och tätning.


Hur mycket markluft som läcker in i ett hus beror av lufttryckskill-naden mellan huset och marken, sprickor och otätheter i grunden samt även luftgenomsläppligheten i marken. Inläckage av markluft till bygg-nad har baserats på data från undersökningar som har gjorts av inträng-ning av radon i hus. Andelen av den totala mängden tilluft som utgörs av markluft varierar från 0,1 upp till 10 procent (Clavensjö m.fl., 1983). För den luftomsättning som gäller för basfallet skulle detta innebära ett intag av markluft på cirka 3 till 300 m3/d. Som standardvärde har valts ett värde på den lägre nivån 2,4 m3/d, eftersom en stor andel markluft från tilluft kan förväntas i hus med lägre luftomsättning.

Djupet från dränerande lager under huset till föroreningen antas vara 0,35 m. Diffusivitet av föroreningar i luft antas vara 0,7 m2/dag och i vatten 0,000086 m2/dag (Cussler, 1987). Diffusiviteterna är valda som representativa för flyktiga organiska ämnen som hexan, bensen, toluen, xylen och klorbensen. Diffusiviteten är lägre för ämnen med högre mole-kylvikt.

För beräkning av utspädning i uteluft används en vindhastighet på 1 m/s, som representerar förhållanden vid svag vind (SNA, 1995).

UPPTag av oRganiSKa äMnEn i växTER1.2.6

Ett antal parametrar används i modellen för upptag av organiska ämnen i växter. De ekvationer som används redovisas i bilaga 3. Huvudsakligen har två datakällor använts: RIVM, 2001f och ECB, 2003c. Från den första referensen har parametervärden hämtats för:

bulkdensitet på blad (800 kg våtvikt/m�� 3) och rotsaker (1 000 kg våtvikt/m3)

konduktans i blad (80 m/dag)��

despositionskonstant för resupenderad jord (0,01 dimensionslös)��

undre respektive övre gräns vid beräkning av Kow (0,3 respektive ��

200 000 l/kg)

volymfraktion av fett i rotsaker (0,005 m�� 3/m3)

korrektionsfaktor för skillnad mellan fett i rotsaker och oktanol ��

(0,77 dimensionslös)

Från ECB har parametervärden hämtats för:

bladvolym (0,002 m�� 3)

bladarea (5 m�� 2)

transpirationsflöde i bladgrönsaker och rotsaker (0,001 m�� 3/d)

volymfraktion av fett i bladgrönsaker (0,01 m�� 3/m3)

hastighetskonstant för utspädning på grund av tillväxt i blad ��

(0,035 per dag)

korrektionsfaktor för skillnad mellan fett i bladgrönsaker och okta-��

nol (0,95 dimensionslös)


Rotvolym (0,001 m3) har baserats på Trapp, 2002. Hastighetskonstanten för utspädning på grund av tillväxt i rötter har getts ett lågt värde för att inte underskatta halterna i rotdelen (0,001 per dag). I Trapp användes värden mellan 0,1 och 0,01 per dag.

UPPTag av oRganiSKa äMnEn i FiSK1.2.7

Vid beräkning av halten organiska ämnen i fisk med beräkningsprogram-met antas en fetthalt i fisk av 5 procent (0,05 kg/kg) som ett representa-tivt värde för insjöfisk (Livsmedelsverket, 2000). Fetthalten i fisk varierar beroende på fiskart mellan 0,3 och 20 procent (Livsmedelsverket, 2000).


Sammanfattning av scenarioparametrar1.3

Scenarioparameter beteckning enhet kM MkM referens kM referens MkM

vistelsetid för jordintag, barn tis-child dag/år 365 60 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

vistelsetid för jordintag, vuxen tis-adult dag/år 365 200 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

vistelsetid för hudupptag, barn tdu-child dag/år 120 60 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

vistelsetid för hudupptag, vuxen tdu-adult dag/år 120 90 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

vistelsetid för inandning av damm, barn

tid-child dag/år 365 60 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

vistelsetid för inandning av damm, vuxen

tid-adult dag/år 365 200 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

andel av tiden som tillbringas inomhus, inandning av damm

ft-in-id – 1 1 antaget 100% vistelse inomhus

vistelsetid för inandning av ånga, barn

tiv-child dag/år 365 60 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

vistelsetid för inandning av ånga, vuxen

tiv-adult dag/år 365 200 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

andel av tiden som tillbringas inomhus, inandning av ånga

ft-in-iv – 1 1 antaget 100% vistelse inomhus

Konsumtion av växter, barn Cvchild kg/dag 0,25 0

Baserat på livsmedelsverket, 2006

se avsnitt 1.1

Konsumtion av växter, vuxen Cvadult kg/dag 0,4 0

Baserat på livsmedelsverket, 2002

se avsnitt 1.1

andel av konsu-merade grönsaker odlade på platsen

fh – 0,1 0 se avsnitt 1.1 se avsnitt 1.1

Torrdensitet för torr jord ρb kg/dm3 1,5 1,5 Baserat på van den Berg R. et al,

1995

viktfraktionen orga-niskt kol i jorden foc – 0,02 0,02

Baserat på lundin m.fl., 2005

Baserat på lundin m.fl., 2005

jordens vattenhalt θwdm3/dm3 0,32 0,32 Baserat på van

genuchten. 1980

Baserat på van genuchten. 1980

jordens lufthalt θadm3/dm3 0,08 0,08 Beräknat Beräknat

tabell a1.2. Scenarioparametrar som används i riktvärdesmodellen.


Scenarioparameter beteckning enhet kM MkM referens kM referens MkM

längd av det för-orenade området i flödesriktningen

l m 50 50 antaget antaget

Bredd av det för-orenade området tvärs grundvattnets flödesriktning

W m 50 50 antaget antaget

Föroreningens djup under grundvatteny-tan

Zf m 1 1 antaget antaget

luftvolym inne i huset vhouse m3 240 240 Beräknat Beräknat

luftomsättning i huset lhouse dag-1 12 12

Baserat på Boverket, 2006 och Clavensjö och åkerblom, 1992

Baserat på Boverket, 2006 och Clavensjö och åkerblom, 1992

Yta under huset ahouse m2 100 100 antaget antaget

Djup till förorening från dränerande lager

Z m 0,35 0,35 antaget antaget

grundvatten-bildning ir mm/år 100 100

Baserat på grip och Rodhe, 1994, SMHi, 2002 och Rodhe m.fl., 2006

Baserat på grip och Rodhe, 1994, SMHi, 2002 och Rodhe m.fl., 2006

Hydraulisk konduktivitet K m/s 0,00001 0,00001

Modifierat efter naturvårdsverket, 1999a

Modifierat efter natur vårds-verket, 1999a

Hydraulisk gradient i m/m 0,03 0,03 antaget antaget

akviferens mäk-tighet daq m 10 10 antaget antaget

avstånd från det förorenade området till brunnen

xwell m 0 200 antaget antaget

Sjövolym vlake m3 1 000 000 1 000 000 antaget antaget

Sjöns omsättnings-tid tlake år 1 1 antaget antaget

Flöde i vattendrag Qsw m3/s 0,0317 0,0317 antaget antaget

Halt löst/mobilt organiskt kol i grundvatten DoC kg/dm3 0,000003 0,000003

Fröberg m.fl., 2006; SgU:s miljöövervakning grundvatten

Fröberg m.fl., 2006; SgU:s miljöövervak-ning grund-vatten


Sammanfattning av modellparametrar1.4

parameter bet. Värden enhet referens

Förhållande KDoC/Koc fdoc 0,24 –Baserat på Frankki, 2006, Burchard, 2000 och Seth m.fl., 1999

Diffusivitet i luft D0,g 0,7 m2/dag Baserat på Cussler, 1987

Diffusivitet i vatten D0,w 0,000086 m2/dag Baserat på Cussler, 1987

inläckage av markluft till byggnad la 2,4 m3/dag Baserat på Clavensjö m.fl., 1983

vindhastighet v 1 m/s Baserat på Sna, 1995

Förhållande torrvikt / färskvikt för blad- och stjälkgrönsaker rstem 0,117 kg/kg Baserat på van den Berg, 1995

Förhållande torrvikt / färskvikt för rotsaker rroot 0,202 kg/kg Baserat på van den Berg, 1995

andel konsumtion av blad- och stjälkgrönsaker fleaf 0,5 - se avsnitt 1.1

andel konsumtion av rotsaker froot 0,5 - se avsnitt 1.1

genomsnittligt intag av jord, barn, KM Sichild_KM 120 mg/dag

Baserat på USEPa, 2002; se avsnitt 1.1

genomsnittligt intag av jord, barn, MKM Sichild_MKM 80 mg/dag se avsnitt 1.1

genomsnittligt intag av jord, vuxen, KM Siadult_KM 50 mg/dag se avsnitt 1.1

genomsnittligt intag av jord, vuxen, MKM Siadult_MKM 20 mg/dag se avsnitt 1.1

Kroppsvikt, barn mchild 15 kg Baserat på ECEToC, 2001

Kroppsvikt, vuxen madult 70 kg Baserat på ECEToC, 2001 och WHo, 1999b

Exponeringsår som barn, KM Tchild_KM 6 år Baserat på van den Berg, 1995

Exponeringsår som barn, MKM Tchild_MKM 6 år Samma som för KM

Exponeringsår som vuxen, KM Tadult_KM 74 år Exponering antas ske från ålder 7 år till 80 år.

Exponeringsår som vuxen, MKM Tadult_MKM 59 år Motsvarar exponering från 7 till 65 år.

integrationstid livstidsexponering Tint 80 år SCB, 2005

jordexponering hud, barn SEchild 2000 mg/m2 Baserat på USEPa, 2002

jordexponering hud, vuxen SEadult 2000 mg/m2 Baserat på USEPa, 1997

Exponerad hudyta, barn, KM achild_KM 0,5 m2 Baserat på USEPa, 2002

Exponerad hudyta, barn, MKM achild_MKM 0,2 m2 se avsnitt 1.1

Exponerad hudyta, vuxen, KM aadult_KM 0,5 m2 Baserat på USEPa, 1997

Exponerad hudyta, vuxen, MKM aadult_MKM 0,3 m2 se avsnitt 1.1

Halt av jordpartiklar i inomhusluft Cd-in 0,0075 mg/m3 se avsnitt 1.1.5

Halt av jordpartiklar i utomhusluft Cd-out 0,01 mg/m3 se avsnitt 1.1.5

andel partiklar från förorenat område, inomhus fd-in 0,5 – Baserat på Putaud, 2003

och Hedberg 2001

tabell a1.3. Modellparametrar som används i riktvärdesmodellen.


parameter bet. Värden enhet referens

andel partiklar från förorenat område, utomhus fd-out 0,5 – Baserat på Putaud, 2003 och

Hedberg, 2001

anrikningsfaktor halt i partiklar/halt i jord fdust 5 – Baserat på Young m.fl., 2001

andningshastighet, barn BRchild 7,6 m3/dag Baserat på van den Berg, 1995

andningshastighet, vuxen BRadult 20 m3/dag Baserat på van den Berg, 1995

lungretention, barn lRchild 0,75 – Baserat på van den Berg, 1995

lungretention, vuxen lRadult 0,75 – Baserat på van den Berg, 1995

Tidsfaktor inandning av ångor och damm, KM texp_KM 1 – vistelse på området

24 timmar per dygn

Tidsfaktor inandning av ångor och damm, MKM texp_MKM 0,33 – vistelse på området

8 timmar per dygn

vattenkonsumtion, barn WCchild 1 dm3/dag

Baserat på WHo, 2004a och livsmedelsverket, 2006

vattenkonsumtion, vuxen WCadult 2 dm3/dag

Baserat på WHo, 2004a och livsmedelsverket, 2002

Fetthalt i fisk ifish 0,05 kg/kg livsmedelsverket, 2000

Kroppsvikt litet barn, akuttox.-beräkningar msmall-child 10 kg vikt av barn i ålder 1–2 år

intag av jord, akuttox.-beräkningar mintake 5000 mg antaget

volymfraktion fett i växt, bladgrönsaker Ffat_leaf 0,01 m3/m3 ECB, 2003c

Bulkdensitet, blad (våtvikt) ρleaf800 kg/m3 Baserat på RivM, 2001f

Hastighetskonstant för utspädning p.g.a. tillväxt, bladgrönsaker kg_leaf 0,035 d-1 ECB, 2003c

Bladvolym vleaf 0,002 m3 ECB, 2003c

Bladarea aleaf 5 m2 ECB, 2003c

Transpirationsflöde, bladgrönsaker Qleaf 0,001 m3/d ECB, 2003c

Konduktans i växt gleaf 80 m/d Baserat på RivM, 2001f

Korrektionsfaktor fett i bladgrönsaker-oktanol bleaf 0,95 – ECB, 2003c

Utspädningsfaktor porluft-luft vid markytan f 0,001 – Uppskattad utifrån modellen för utspädning till uteluft

Depositionskonstant (resuspenderad jord) DP 0,01 – Baserat på RivM, 2001f

Undre gräns vid beräkning av KoW* KoW_min 0,3 l/kg Baserat på RivM, 2001f

Övre gräns vid beräkning av KoW* KoW_max 200000 l/kg Baserat på RivM, 2001f

volymfraktion fett i växt, rotgrönsaker Ffat_root 0,005 m3/m3 Baserat på RivM, 2001f

Bulkdensitet, rot (våtvikt) ρroot1000 kg/m3 Baserat på RivM, 2001f

Konstant för utspädning p.g.a. tillväxt och förlust, rot saker kg+E_root 0,001 d-1 Trapp, 2002

Rotvolym vroot 0,001 m3 Trapp, 2002

Korrektionsfaktor fett i rotsaker – oktanol broot 0,77 – Baserat på RivM, 2001f

Transpirationsflöde, rotsaker Qroot 0,001 m3/d ECB, 2003c


I detta avsnitt redovisas och beskrivs data för ämnesspecifika parametrar.

Fysikaliska och kemiska parametrar2.1

DaTa FÖR BERäKning av UTlaKning (KD-väRDEn)2.1.1

För metaller har en sammanställning gjorts av beräknade Kd-värden baserat på laktestresultat från den databas som tagits fram i Hållbar Sanerings-projektet ”Laktester för riskbedömning av förorenade områden” (Elert m.fl., 2006). I databasen är ett stort antal laktester sammanställda, huvudsakligen skaktester, utförda inom ramen för statligt bidragsfinansierade efterbehand-lingsprojekt i Sverige. Denna databas bedöms ge ett relevant underlag för detta syfte eftersom den sammanställer data från förorenade områden i Sverige. De data som ingår har tagits fram med kontrollerade metoder.

Ur databasen har ett urval gjorts av laktester för respektive ämne med fastfashalt och eluathalter (L/S=2 och L/S=10) över detektionsgräns vid analysen. Information fanns tillgänglig för de metaller som sedan tidigare omfattats av generella riktvärden samt metallerna antimon, barium och molybden. För dessa laktester har Kd-värden beräknats vid L/S=2 och L/S=10 och plottats mot fastfashalten. Därefter har den statistiska fördel-ningen av Kd-värdena för respektive ämne beräknats. Endast analyser av prover med förorenad jord (halt över naturlig bakgrund) har tagits med i utvärderingen. Som haltgräns för naturlig bakgrund har valts 50-percen-tilen för morän analyserad med ICP-MS i SGU:s sammanställning (SGU, 2007). För de ämnen som saknades i SGU:s sammanställning (krom VI, kvicksilver, barium) har värden från samtliga laktester tagits med.

I första hand har 10-percentilen av den statistiska fördelningen av experimentella värden valts som Kd-värde i riktvärdesmodellen. Det finns flera skäl att lägga tonvikten på experimentella värden i det lägre inter-vallet; laktester tenderar att underskatta långsiktig lakning av vissa typer av material, till exempel material som avger föroreningar genom vittring och förorenad mark med hög lakbarhet (låga Kd-värden) har relativt sett större betydelse för utsläppet från ett område. Valet av 10-percentilen be-döms motsvara en rimligt försiktig bedömning av rörligheten i förorenad mark för generella förhållanden.

För krom VI och antimon gav databasens sammanställning ett otill-räckligt underlag. För krom VI används data från USEPA, 1996. Det

ämnesspecifika 2 parametrar


valda Kd-värdet motsvarar fastläggningen vid pH 7-8 i jord. Kd-värdena för krom VI ökar med minskande pH. För antimon används data sam-manställda av ECB, 2008. Det valda Kd-värdet motsvara fastläggningen i lerblandade sandiga jordar.

Fri cyanid har mycket hög mobilitet i marken och värdet från tidigare riktvärdesberäkningar (Naturvårdsverket, 1997a) har behållits.

Valda Kd -värden redovisas i tabell A3.1 i kapitel 3.

K2.1.2 oC oCH KoW

Värdena för fördelningsfaktorn vatten-oktanol (Kow) och organiskt kol (Koc) är i första hand hämtade från RIVM, 2001a. För ett fåtal ämnen används andra källor som dokumenteras i tabell A3.2 i kapitel 3.

För ämnen som förekommer i olika isomerer i en blandning har ett medelvärde använts. För de grupper som innehåller flera ämnen med större variation i egenskaperna (dioxin, PAH och PCB) har ett effektivt medelvärde av Koc för blandningen beräknats enligt:

där:

Koceff är det effektiva Koc -värdet för blandningen

Cs, tot är halten av blandningen i marken

Cl,tot är halten av blandningen i porvattnet

Cs,i är halten av den enskilda komponenten i marken

Koci är Koc -värdet för den enskilda komponenten

fi är andelen av den enskilda komponenten i blandningen

Motsvarande ekvation används även för beräkning av ett effektivt Kow-värde för blandningen.

Värdena på Kow och Koc för alifat- och aromatfraktionerna har beräk-nats som harmoniska medelvärden av data för enskilda komponenter från TPHCWG, 1997a.

HEnRYS KonSTanT2.1.3

Värdena för Henrys konstant är i första hand hämtade från RIVM (2001a). För ämnen som förekommer i olika isomerer (kresol, xylen) har ett medelvärde beräknats av de angivna värdena för de enskilda isome-rerna. För dioxin och de tre PAH-grupperna har ett viktat medelvärde tagits fram baserat på faktiska fördelningar från förorenade områden med Henrys konstant för de enskilda föreningarna hämtade från RIVM. Värdet på Henrys konstant för PCB har beräknats som ett viktat med-elvärde baserat på data från RIVM samt innehållet av PCB-7 i fem tek-niska blandningar. Viktning av blandningar har skett enligt:


där:

Heff är det effektiva värdet för Henrys konstant för blandningen

Cv, tot är halten av blandningen i ångfas

Cl,tot är halten av blandningen i porvattnet

Cv,i är halten av den enskilda komponenten i ångfas

Cl,i är halten av den enskilda komponenten i porvattnet

Cs,i är halten av den enskilda komponenten i marken

Hi är värdet för Henrys konstant för den enskilda komponenten

Koci är Koc-värdet för den enskilda komponenten

fi är andelen av den enskilda komponenten i blandningen

Oljeföroreningar beaktas i alifat- och aromatfraktioner enligt TPHCWG, 1997a med vissa fraktioner. För de olika alifat- och aromatfraktionerna har ett aritmetiskt medelvärde av data från TPHCWG beräknats för samtliga rapporterade komponenter i aktuell fraktion. Värdet är avrun-dat till två värdesiffror. För ett fåtal ämnen används andra källor som dokumenteras i tabell A3.2.

FRiFaSgRänSER2.1.4

De halter i marken där risk för förekomst av föroreningar i fri fas kan uppkomma har beräknats enligt ekvationen i kapitel 4, avsnitt 4.2.1.4 i denna rapport. Frifasgränserna beräknas utifrån ämnets Koc, Henrys konstant samt löslighet i vatten, data har företrädesvis hämtats från RIVM (2001a). För ämnen som inte finns i RIVM:s sammanställning används lösligheten som rapporteras i modellen JAGG (Miljöstyrelsen, 2006), respektive EPI Suite (USEPA, 2007).

För ämnen som har mycket hög löslighet i vatten kan den teore-tiskt beräknade halten för när frifas kan uppkomma bli mycket hög. Vid mycket höga halter i porvattnet riskerar modellens antagande om fastläggning i jorden inte längre vara giltigt. Dessutom finns risk för samverkan mellan olika organiska föroreningar. För att åstadkomma en begränsning för sådana ämnen har den maximala halten som får uppnås i porvattnet satts till 1000 mg/l i riktvärdesmodellen.


För alifatfraktionerna har gränserna satts utifrån empiriska erfaren-heter av när frifas riskerar att uppkomma (CCME, 2007). För dioxin och PCB används de gränser som rekommenderas för farligt avfall enligt Avfall Sverige, 2007. Detta ger lägre gränser än de som beräknas utgå-ende från blandningarnas löslighet. Valda data för frifasgränser visas i tabell A3.2 i kapitel 3.

Bioupptagsfaktorer2.2 UPPTag av FÖRoREningaR i växTER 2.2.1

En genomgång av uppgifter i litteraturen för upptagsfaktorer (BCFroot, BCFstem) för metaller i växtdelar har gjorts. Datasammanställningar som ingick i genomgången inkluderar IAEA, 1994 och 2001, RIVM, 2001b och 2007, Coughtrey m.fl., 1983. Upptagsfaktorer för enskilda ämnen varierar mycket, ofta över flera tiopotenser, mellan växtarter, växtdelar och markförhållanden. Upptagsfaktorerna för metaller i rotdelar res-pektive ovanjordsdelar av olika växter har tagits från RIVM, 2001b och 2007 utifrån deras datasammanställningar. Valet av upptagsfak-tor har gjorts med hänsyn till spridningen i data mellan olika växter och växtdelar samt även med hänsyn till hur mycket olika växter och växtdelar konsumeras. Rimligheten i valda data har kontrollerats med uppmätta halter i jord och växter (t.ex. data i Kabata Pendias, 2000). Upptagsfaktorerna anges som halt i torrvikt växt per halt i torrvikt jord, se tabell A3.3.

För mycket fettlösliga ämnen finns ingen bra modell för växtupptag av föroreningar från jord. Därför har en litteraturstudie gjorts med av-seende på empiriska data för upptag av PCB och dioxiner i växter. För PCB används ett värde från Trapp m.fl., 1997 och för dioxiner används värden från Rideout och Teschke, 2004.

För övriga organiska ämnen beräknas upptagsfaktorer från Kow-värdet, se kapitel 4 avsnitt avsnitt 4.6 i denna rapporten samt avsnitt 1.2.6 i denna bilaga.

UPPTag av FÖRoREningaR i FiSK2.2.2

Vid beräkning av riktvärden för mark tas inte hänsyn till intag av föro-reningar i fisk i sjöar och vattendrag. Dock är det möjligt att uppskatta vilka halter som skulle kunna uppkomma i fisk på grund av spridning från ett förorenat området för att på så sätt bedöma om denna expone-ringsväg kan vara väsentlig och bör beaktas i riskbedömningen.

Biokoncentrationsfaktorer för metaller och fisk (BCFfish) har sam-manställts från flera olika källor (Bockting m.fl., 1996, Coughtrey m.fl., 1983, IAEA 2001, NCRP, 1996). I första hand används värden från IAEA, 2001 eftersom det är den senaste sammanställningen av biokon-centrationsfaktorer. Använda data redovisas i tabell A3.3. För arsenik har en lägre biokoncentrationsfaktorer använts än värdet som föreslås i IAEA, 2001. Det görs för att ta hänsyn till att arsenik som hittas i fisk-vävnad förekommer som organisk arsenik vilken har lägre toxicitet.

För organiska ämnen beräknas BCFfish från Kow-värdet, se kapitel 4 avsnitt 4.7 i denna rapport.


Toxicitetsparametrar2.3 En genomgång och granskning av data rörande toxicitetsparametrar har gjorts och en bedömning av lämpliga data har gjorts. Parametervärdena som valts har sammanställts för följande parametrar:

Tolerabelt dagligt intag, TDI, (icke genotoxiska ämnen) eller risk-��

baserat acceptabelt dagligt oralt intag, RISKor, (genotoxiska carcinogena ämnen).

Referenskoncentration i luft, RfC, (icke genotoxiska ämnen) eller ��

riskbaserad acceptabel koncentration i luft, RISKinh, (genotoxiska ämnen).

Hudupptagsfaktor, f��du.

Akuttoxicitet.��

Val av parametervärden har baserats på befintliga sammanställningar av toxikologiska data som tagits fram av olika organisationer med syftet att sätta toxikologiska referens värden. Prioritet i val av parametervärden ges till expertgranskade internationella och nationella datasammanställ-ningar från WHO (ett antal publikationer), ATSDR (ett antal publi-kationer) och USEPA (IRIS databas samt ett antal publikationer). För alifat- och aromatfraktioner används data från TPHCWG, 1997b med vissa justeringar för de lättaste alifatfraktionerna. I några fall används data från andra källor, eller bedömningar baserade på annan tillgänglig information. Datakällor har dokumenterats i tabell A3.4 (data för oralt intag och inhalation), A3.5 (hudupptag) respektive A3.6 (akuttoxicitet) i kapitel 3 av denna bilaga. I valet av parametervärden har inte någon datakälla givits prioritet framför en annan datakälla, utan valet baseras på dataunderlagets kvalitet och hur gammalt underlaget är.

ToxiCiTETSDaTa FÖR PolYCYKliSKa aRoMaTiSKa KolväTEn (PaH)2.3.1

Riskerna vid oralt intag av benso(a)pyren har utvärderats av IMM, 2006 och riskerna vid inhalation har utvärderats av WHO, 2000. PAH-föreningar i grupperna PAH-M och PAH-H är genotoxiska carcinogener och har riskbaserade toxikologiska referensvärden. Den cancerframkal-lande förmågan hos dessa PAH-föreningar uttrycks relativt effekten av benso(a)pyren med hjälp av toxiska ekvivalensfaktorer (TEF). TEF-värden framtagna av Larsen och Larsen, 1998 har använts och redovisas i tabell A2.1. Exempelvis har benso(b)fluoranten ett TEF-värde 0,1, vil-ket innebär att det krävs en 10 gånger högre dos av benso(b)fluoranten än av benso(a)pyren för att åstadkomma samma effekt.

För de grupper av PAH som har genotoxiska egenskaper (PAH-M och PAH-H) har ett effektivt TEF-värde beräknats utifrån information om befintliga sammansättningar av PAH i jordar. En utvärdering har gjorts av det effektiva TEF-värdet utifrån sammanställningar av PAH-prover från gasverkstomter, impregneringsplatser, fyllnadsmassor samt bensin-stationer. Dessa visar att det effektiva TEF-värdet för gruppen PAH-M ligger kring 0,02. Det toxikologiska referenvärdet (RISK

or) för gruppen PAH-M motsvarar därför RISKor för benso(a)pyren dividerat med 0,02. För gruppen PAH-H ligger det effektiva TEF-värdet runt 0,2 för de ut-


värderade proverna. Undersökningar av de genotoxiska och carcinogena egenskaperna av tyngre PAH visar att den sammanlagda effekten av flera PAH-föreningar kan överskrida summaeffekten av de enskilda ämnena (IMM, 2006). Vid beräkning av RISKor för gruppen PAH-H har därför en extra säkerhetsfaktor på 5 använts. RISKor värdet för PAH-H blir således samma som för benso(a)pyren. Värdet divideras med 0,2 * 5 = 1.

För grupperna PAH-M och PAH-H baserar sig det riskbaserade toxiko-logiska referensvärdet på en cancerrisk på 1 på 100 000, medan för de enskilda PAH-föreningarna baserar sig värdet på en cancerrisk 1 på 1 000 000. Detta görs eftersom flera olika cancerogena PAH generellt förekommer samtidigt inom förorenade områden och den totala risken inte ska överstiga 1 på 100 000.

HUDUPPTag2.3.2

Hudupptagsfaktorer för arsenik och kadmium är baserade på USEPA:s genomgång av experimentella data avseende hudupptag (USEPA, 2001; 2004). För övriga metaller tyder experimentella data på att hudupptag är lågt (USEPA 2001; 2004). Där ämnesspecifika experimentella data sak-nas har 1 procent använts som absorptionsfaktor.

Hudupptagsfaktorn för pentaklorfenol, 25 procent, baseras på en studie där hudupptag undersöktes både in vitro och in vivo (USEPA 2001;2004). Då andra data saknas används 25 procent som standard-värde för hela gruppen fenol och kresoler.

Ett standardvärde på 10 procent har använts för flyktiga organiska ämnen. Detta värde föreslås av Environmental Agency (2004), och är ba-serat på experimentella studier rörande upptag av VOC. För semivolatila ämnen används ett standardvärde på 10 procent för hudupptagsfaktorn baserat på USEPA (2001; 2004).

För benso(a)pyren finns det många experimentella studier av hudupp-tag från jord. USEPA utgår ifrån dessa för att rekommendera en hudupp-

pah-förening tef

fluoren 0,0005

fenantren 0,0005

antracen 0,0005

fluoranten 0,05

pyren 0,001

bens(a)antracen 0,005

krysen 0,03

bens(b)fluoranten 0,1

bens(k)fluoranten 0,05

bens(a)pyren 1

dibens(ah)antracen 1,1

benso(ghi)perylen 0,02

indeno(123cd)pyren 0,1

tabell a2.1. Toxiska ekvivalentfaktorer för oralt intag för PaH-föreningar i grupperna PaH-M och PaH-H (enligt larsen och larsen, 1998)


tagsfaktor på 13 procent för benso(a)pyren. Denna faktor rekommende-ras även som standardvärde för hela gruppen PAH.

För dioxinkongenen TCDD finns ett stort antal experimentella studier av hudupptag av TCDD under många olika exponeringsförhållanden och med variation i halt organiskt material i jorden. Dessa studier vi-sar att upptaget var sju gånger högre från jord innehållande låga halter organiskt material än från motsvarande jord med hög halt organiskt material. In vivo och in vitro studier, samt studier på mänsklig hud visar liknande resultat. Dessa data föranleder USEPA att rekommendera olika absorptionsfaktorer beroende på jordens sammansättning. I modellen används 3 procent för dioxiner, vilket gäller jord med organiskt material mindre än 10 procent.

För PCB rekommenderas 14 procent som hudupptagsfaktor av USEPA (2001; 2004). Värdet baseras på en studie på apor. Lägre absorp-tion av PCB kan förväntas om jorden innehåller höga halter organiskt material.

Hudupptagsfaktorer för alifater och aromater är baserade på data från Massachusetts Department of Environmetal Protection (MDEP, 2002).

aKUT ToxiCiTET2.3.3

Koncentrationen i jord där påtagliga akuttoxiska effekter inte kan ute-slutas har tagits fram för aktuella ämnen. Beräkningar baseras på skydd av känsliga individer (små barn) och beräknas utifrån exponerings-situationen där ett litet barn (10 kg) vid ett tillfälle får i sig 5 g förore-nad jord. Parametervärden för tolerabel dos för akuta effekter, i mg/kg kroppsvikt, anges i tabell A3.6.

Riktvärden för skydd av markmiljön2.4 Använda riktvärden för skydd av markmiljön samt referens till datakäl-lor finns i tabell A3.7 i kapitel 3.

DaTaUnDERlag2.4.1

Ett antal datasammanställningar har använts som underlag för förslag till riktvärden, bland annat datasammanställningar från Nederländska National Institute for Public Health and the Environment (RIVM 2005, 2001e, 1999, 1998, 1995), Canadian Council of Ministers of the Environment:s (CCME) Environmental Quality Guidelines for soil (facts-heets samt underlagsinformation för ett antal ämnen), US Environmental Protection Agency:s (USEPA) markekologiska screeningnivåer (eco-SSL), US Departement of Energy:s (USDoE:s toxikologiska riktvärden (benchmarks) samt European Chemicals Bureau: s (ECB) riskbedöm-ningsrapporter (RAR). För att utöka dataunderlaget har flera datasam-manställningar använts. USEPA:s Eco-SSL och USDoE:s benchmarks är framtagna för enskilda grupper (växter, evertebrater, däggdjur och fåglar, markprocesser) och kan inte direkt användas som generella riktvärden för mark. Dock kan dessa benchmarks och deras dataunderlag användas för att öka tillförlitligheten i valet av de framtagna riktvärdena.


UTväRDERing av DaTaUnDERlag2.4.2

En sammanställning av dataunderlaget från ovan nämnda datakällor har genomförts och valt riktvärde för skydd av markmiljön har baserats på de sammanställda uppgifterna för varje ämne.

Hänsyn har tagits till omfattningen av dataunderlaget och vilken metod som använts vid behandling av dataunderlaget, det vill säga om tillräckliga data finns för användning av fördelningsmetoden eller om säkerhetsfaktormetoden har använts (se kapitel 5 avsnitt 5.1.1 denna rapport). Om dataunderlaget är tillräckligt kan en fördelning användas. När underlagsstudier har rapporterat en fördelning har den använts. Den halt som ger ett skydd av 75 procent av arter eller processer väljs som riktvärde för KM och den halt som ger ett skydd av 50 procent väljs som riktvärde för MKM. Riktvärden har beräknats från rapporterade fördel-ningar.

Om data har funnits tillgängliga har fördelningar av data från en-artstester jämförts med fördelningar för markprocessdata. Om endast en av fördelningarna var tillgänglig gjordes en bedömning av hur riktvär-dets säkerhet påverkas.

När säkerhetsfaktormetoden har använts valdes lämpligt toxicitets-värde och säkerhetsfaktor för framtagning av riktvärdet. Generellt har lägsta NOEC- eller LOEC-värdet valts som utgångspunkt, men medel-värdet av data för arter, grupper eller familjer har använts om flera da-tapunkter var tillgängliga. Storleken på valda säkerhetsfaktorer beror på osäkerheterna som är förknippade med dataunderlaget.

För metaller har hänsyn tagits till naturligt förekommande bak-grundshalter i mark genom att det framtagna effektbaserade riktvärdet utgör ett acceptabelt tillskott till bakgrundhalten. Om effekter i mark förekommer vid betydligt högre halter än bakgrundshalten påverkas inte riktvärdet nämnvärt av denna justering.

Haltkriterier för skydd av ytvatten2.5 För att beräkna riktvärden för mark som ger ett skydd mot förorening av ytvatten använder riktvärdesmodellen haltkriterier för ytvatten. Dessa haltkriterier är framtagna för att användas som underlag för riktvärdes-beräkningen och utgör således inte riktvärden för ytvatten som kan an-vändas för bedömning av uppmätta halter.

Använda ytvattenkriterier samt referens till datakällor finns i tabell A3.7.

Haltkriterier för metaller och vissa långlivade organiska ämnen (PCB och dioxiner) i ytvatten har baserats på avvikelse från normalt förekom-mande halter i svenska ytvatten. Motivet till detta är att en markant förhöjning av halten av dessa ämnen kan förväntas att vara mycket lång-varig eftersom ämnena inte bryts ned. Eftersom metaller och långlivade organiska ämnen ackumuleras och anrikas i miljön är riskerna med en permanent höjning av halterna i akvatiska ekosystem svåra att förutse. Långsiktiga effekter av halthöjningar beaktas inte i de effektbaserade kriterier som utgår från laboratorieförsök på vattenlevande organismer. Därför har haltkriterierna baserats på avvikelse från de halter som vanli-gen förekommer i ytvatten.


METallER2.5.1

En sammanställning har gjorts av bakgrundshalter av metaller i sjöar och vattendrag. Sammanställningen baseras på data som insamlats via fortlöpande nationell och regional miljöövervakning av sjöar och vatten-drag genom Sveriges lantbruksuniversitet (SLU). SLU:s riksinventering år 2000 och år 2005 för vattenkemi i sjöar utgör ett underlag för utvärde-ring av metaller i sjöar. I den riksomfattande inventeringen mäts kemiska parametrar i över 3000 sjöar spridda över landet. Data för vattendrag kommer från SLU:s databank för vattenkemi och metallanalyser och har i förekommande fall inhämtats för Mälarens, Vätterns och Vänerns tillflöden. I den mån metallanalyser har genomförts inom ramen för den samordnade recipientkontrollen (SRK) har data även hämtats därifrån. Data har också hämtats från Institutet för tillämpad miljöforskning vid Stockholms universitets (ITM) analysprogram ”Metaller Intensiv”.

Av det antal prover som sammanställts härrör cirka 1200 prov från riksinventeringen från år 2000 och cirka 100 prov för riksinventeringen från år 2005, cirka 2700 prov från Mälaren, Vänern och Vätterns tillflö-den, cirka 7000 prov från SRK och cirka 2000 från ITM. I tabell A2.2 visas en sammanfattning av sammanställda data för sjöar och vattendrag.

Haltkriterierna för ytvatten som sedan används i riktvärdesmodellen är baserade på intervallet mellan medianvärdena och högre punkter på fördelningen (75- och 90-percentiler). Det innebär att bidraget från ett förorenat område inte ska leda till en ökning av föroreningsbelastningen till en halt som ligger långt över normalt förekommande halter.

En sammanställning av metallhalter i ytvatten i Europa har publice-rats av FOREGS, 2008. Intervallet mellan medianvärdet och 75-percen-tilen respektive mellan medianvärde och 90-percentil i FOREGS sam-manställning är samstämmiga med intervallen som beräknas från data i tabellen A2.2.

Halter av antimon, barium och molybden i ytvatten har sammanställts av Naturvårdsverket, 1999b. Sammanställningen baseras på vattenprov från ett slumpvis urval av 242 svenska sjöar. De 90-percentiler som er-hölls i FOREGS sammanställning (2008) ligger något över värdena i

as cd co cr cu hg ni pb V Zn ba Mo Sb

Medel 0,37 0,014 0,13 0,38 0,68 0,03 0,71 0,30 0,33 2,91

Min 0,01 0,001 0,004 0,03 0,04 0,0007 0,01 0,01 0,0004 0,10

10-perc 0,07 0,003 0,017 0,13 0,20 0,0016 0,12 0,03 0,04 0,40 2,1 0,01 0,01

25-perc 0,17 0,005 0,03 0,19 0,30 0,0018 0,22 0,07 0,09 0,80 3,7 0,022 0,021

Median 0,30 0,009 0,064 0,29 0,50 0,0036 0,43 0,18 0,22 1,6 6,6 0,048 0,035

75-perc 0,46 0,017 0,14 0,45 0,80 0,0058 0,77 0,38 0,45 3,1 12,0 0,14 0,052

90-perc 0,7 0,03 0,30 0,70 1,3 0,11 1,5 0,68 0,75 6,1 20,0 0,26 0,063

Max 4,5 0,42 4,1 5,9 27 0,2 25 7 3,2 213

antal stationer 1340 1387 1344 1350 1389 10 1349 1388 1336 1383 242 242 242

tabell a2.2. Sammanfattning av data för metallhalter i sjöar och vattendrag (µg/l)


Naturvårdsverkets sammanställing. För antimon och molybden har halt-kriteriet för ytvatten baserats på 90-percentilen i sammanställningen från FOREGS.

PCB oCH DioxinER2.5.2

För PCB motsvarar det valda haltkriteriet för ytvatten medelhalten i tillflöden till Östersjön från Sverige (Axelman, 1997). Medelvärdet för löst PCB anges till 88 pg/l (intervall 4-231 pg/l) och för partikelbundet 426 pg/l (intervall 18-807 pg/l). Det valda kriteriet på 500 pg/l gäller för totalhalt PCB-föreningar och har justerats ned till 100 pg/l för att mot-svara halten av de sju vanligen analyserade PCB-föreningarna (PCB-7). Riktvärdet är en faktor 10 lägre än det lägsta NOEC (no effect concen-tration) för sötvattenorganismer i RIVM:s datasammanställning (RIVM, 2001e).

Dioxinhalten i svenska ytvatten har främst analyserats i relativt föro-renade vattendrag och endast de lägsta rapporterade halterna bedöms motsvara normalt förekommande halter. Dessa ligger i nivån 10 fg/l (Kemakta, 2001) och detta värde har använts som haltkriterie för dioxin i ytvatten.

ÖvRiga oRganiSKa äMnEn2.5.3

För övriga organiska ämnen har haltkriterier för ytvatten baserats på förorenings halter där inga biologiska effekter på akvatiskt liv förväntas. För många ämnen finns förslag till miljökvalitetsnormer (MKN) för yt-vatten (EG, 2006) som en del av EU:s ramdirektiv om vatten. MKN har tillämpats för de aktuella ämnena. För övriga ämnen har datasamman-ställningar från andra organisationer använts som underlag för förslag till haltkriterier för ytvatten, bland annat RIVM 2001e, 1998, 1995, CCME:s ”Canadian water quality guidelines for the protection of aqua-tic life (fact sheets)” samt ECB:s riskbedömningsrapporter (RAR). De kriterier som används för beräkning av riktvärden i mark utgår från 50 procent av de effektbaserade ytvattenkriterierna.

Haltkriterier för skydd av grundvatten2.6 För att beräkna riktvärden för mark som ger ett skydd mot förorening av grundvatten använder riktvärdesmodellen för förorenad mark haltkri-terier för grundvatten. Dessa haltkriterier är framtagna för att användas som underlag för riktvärdesberäkningen och utgör således inte riktvär-den för grundvatten som kan användas för bedömning av uppmätta halter. Använda grundvattenkriterier samt referens till datakällor finns i tabell A3.5.

Som kriterium för halt i grundvatten har valts 50 procent av dricksvattennormen. Dricks vattennormer kommer i första hand från Livsmedelsverket (2005) och i andra hand från WHO, 2004a och 2006a. För de ämnen som saknar dricksvattennorm har ett värde som motsvarar dricksvattennormen beräknats utgående från tolerabelt dagligt intag för icke genotoxiska ämnen (TDI) alternativt ett riskbaserat tolerabelt oralt intag (RISKor), ett dricksvattenintag på 2 l/dag samt en kroppsvikt på


60 kg1 samt att 20 procent av TDI kan intecknas genom konsumtion av dricksvatten. Som haltkriterie väljs sedan 50 procent av det framräknade värdet.

För koppar och zink är dricksvattennormerna satta med hänsyn till korrosion av vattenledningar. Halterna motsvarar således inte grän-ser för vad som är acceptabelt i grundvatten ur hälsorisksynpunkt. Haltkriterier för grundvatten har istället tagits från de beräkningar med TAC-modellen som gjorts som underlag för acceptanskriterier för avfall i deponier (Hjelmar m.fl., 2006). TAC-modellens värden för fenolindex har även använts som grundvattenkriterie för fenol och kresol.

För PCB, dioxin och PAH-L har RIVM:s interventionsvärden för grundvatten använts som underlag till haltkriterier i grundvatten, efter-som det är inte möjligt att basera dricksvattennormer direkt på det toxikologiska dataunderlaget. De satta haltkriterierna motsvarar cirka 10 procent av RIVM:s interventionsvärde.

För de olika alifat- och aromatfraktionerna har gränser för när smak- och luktproblem kan uppstå använts för att sätta haltkriterier (Naturvårdsverket och SPI, 1998).

För MTBE har gränsen för smak framtagen av ECB använts som halt-kriterium för grundvatten (ECB, 2002a).

Bakgrundshalter av metaller i mark2.7 En sammanställning har gjorts av bakgrundshalter av metaller i mark, se tabell A2.3. Sammanställningen baseras på nationella studier av me-tallhalter i morän, sedimentära jordarter och matjord som presenteras av Naturvårdsverket, Sveriges Geologiska Undersökning (SGU) och Sveriges lantbruksuniversitet (SLU).

SGU har genomfört rikstäckande markgeokemiska karteringar där geo kemiska data presenteras i percentiler (SGU, 2007). Naturliga bak-grundshalter finns redovisade för fin fraktionen (<0,063 mm) av morän (12 815 provpunkter) respektive för sedimentära jordarter (<2 mm) (1474 prover). De sedimentära jordarterna (vatten- eller vindsorterat jordmaterial) domineras av leror. I tabell A2.3 presenteras samtliga 90-percentiler av utvärderade metaller i SGU:s geokemiska kartering (SGU, 2007) samt i SLU:s undersökningar av jordbruksmark (cirka 4 000 provpunkter). Data är redovisade för prover uppslutna med salpetersyra (7 M HNO3) och analyserad med ICP-MS med undantag av antimon där uppslutning utförts med kungsvatten.

1 WHo:s dricksvattennormer utgår ifrån en kroppsvikt på 60 kg.


Data i tabell A2.3 visar att för de flesta ämnen ligger 90-percentiler för sedimentära jordarter högre än 90-percentilerna för morän. De värden som används i riktvärdesmodellen utgår från 90-percentilen av uppmätta bakgrunds halter från SGU:s undersökning (SGU, 2007) för alla metaller utom antimon, arsenik och kvicksilver. Valda värden är beräknade från värden för finfraktionen (<0,063 mm) i morän och i sedimentära jordar-ter viktat mot antalet prover. Värdena är avrundade. Värden på 90-per-centilen av metallhalter från SGU:s undersökning avviker i de flesta fall relativt lite från bakgrundshalterna i Naturvårdsverkets undersökning (Naturvårdsverket, 1997b).

Bakgrundshalten för arsenik, som är styrande för riktvärdet för känslig markanvändning, varierar kraftigt mellan olika delar av Sverige. Moräner i områden med naturligt höga arsenikhalter medför att den nationella 90-percentilen ligger över den regionala 90-percentilen för många områden i Sverige. Höga arsenikhalter är generellt utmärkande för moränerna i Norrland som tillhör de sulfidmalmsförande gruv-distrikten. Även i södra Sverige, vid platåbergen i Östergötland och Västergötland samt i sydvästra Skåne är det sedimentära bergarter som svartskiffer och alunskiffer som gett upphov till arsenikförhöjningarna. Moräner med lågt arsenikinnehåll förekommer bland annat i delar av Götaland, centrala Svealand och delar av Norrlandkusten. För att und-vika att antropogena arsenikföroreningar bedöms som naturliga bak-grundsnivåer i arsenikfattig jord bör därför den antagna bakgrundhalten för arsenik i riktvärdesmodellen ligga lägre än 90-percentilen. En bak-grundshalt av 10 mg As/kg TS har antagits, vilket är i samma storleks-ordning som högsta 90-percentilen i regionala undersökningar som har publicerats för Svealand och Götaland (8,9 mg As/kg TS).

Ämne

SGU 2007 SlU, 2007

Värde i riktvärdesmodellen Morän (<0,063 mm) p90 Sediment (<2 mm)p90 Jordbruksmark p90

arsenik 12,1 7,4 6,8 10

Bly 15,6 19,9 26 15

Kadmium 0,16 0,18 0,37 0,2

Kobolt 10,1 15,4 10

Koppar 28,5 29 28,7 30

Krom tot 29,8 50,5 41 30

Krom (iv) – – – saknas

Kvicksilver – – 0,063 0,1

nickel 22,1 30,6 – 25

vanadin 38,7 60,4 – 40

Zink 60,4 94,1 99 70

Molybden 1,01 1,21 1

antimon 0,29 – 0,3

Barium 79 137 80

tabell a2.3. 90-percen-tilen i morän och sedi-mentära jordarter från SgU (2007) och SlU (2007)) samt valda bak-grundshalter i (mg/kg TS). Uppslutning med salpeter-syra (7 M Hno3) för samt-liga ämnen, utom antimon (kungsvatten).


Dataunderlag för bakgrundshalten av kvicksilver är mindre omfat-tande än för andra metaller. Bakgrundshalten har baserats på SLU:s kar-tering av halter i jordbruksmark (Naturvårdsverket, 1997c, SLU, 2007).

För antimon ger extraktion med salpetersyra (7M HNO3) dåligt ut-byte eftersom antimon bildar oxider som är mycket stabila mot saltpe-tersyra. Därför har bakgrundshalten baserats på resultat från analys efter upplösning med kungsvatten (SGU, 2006).


I detta kapitel sammanfattas data för för de ämnesspecifika parametrarna och referenser till data. Kapitlet omfattar tabell A3.1 till A3.7 där tabel-lernas innehåll framgår av tabellen nedan.

parameter beteckning enhet tabell

Fördelningskoefficient, mellan jord och vatten Kd l/kg a3.1

Fördelningskoefficient, mellan oktanol och vatten Kow l/kg a3.2

Fördelningskoefficient mellan organiskt kol och vatten Koc l/kg a3.2

Henrys konstant H dimensionslös a3.2

Halt i jorden där risk för fri fas föreligger Cfreephase mg/kg a3.2

Upptagsfaktor för bladgrönsaker BCFstem-d (mg/kg torr växt)/(mg/kg TS jord) a3.3

Upptagsfaktor för rotsaker BCFroot-d (mg/kg torr växt)/(mg/kg TS jord) a3.3

Biokoncentrationsfaktor, fisk BCFfish (mg/kg färskvikt fisk)/(mg/l vatten) a3.3

Tolerabelt dagligt intag TDi mg/kg kroppsvikt och dag a3.4

Riskbaserat acceptabelt dagligt oralt intag (genotoxiska carcinogena ämnen) Riskor mg/kg kroppsvikt och dag a3.4

Referenskoncentration i luft RfC mg/m3 a3.4

Riskbaserad acceptabel koncentration i luft (genotoxiska carcinogena ämnen) RiSKinh mg/m3 a3.4

Haltkriterier för skydd av grundvatten Ccrit-gw mg/l a3.5

Hudupptagsfaktor fdu dimensionslös a3.5

Tolerabel dos för akuta effekter TDaE mg/kg kroppsvikt a3.6

Skydd av markmiljö, känslig markanvändning EKM mg/kg a3.7

Skydd av markmiljö, mindre känslig markanvändning EMKM mg/kg a3.7

Haltkriterier för skydd av ytvatten Ccrit-sw µg/l a3.7

Bakgrundshalt i mark (metaller) Cbc-nat mg/kg a3.1

Tabeller med ämnes-3 specifika parametrar


tabell a3.1. Kd-värden och bakgrundshalter – oorganiska ämnen

Ämne

caS-nummer

kd

l/kg

ref kd

cbc-nat

mg/kg

ref cbc-nat

antimon 7440-36-0 80 Baserat på ECB (2008), värdet för ”loam” jordar.

0,3 Baserat på SgU, 2006, se bilaga 1 avsnitt 2.7. obs! värdet baseras på lakning med kungsvatten.

arsenik 7440-38-2 300 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)

10 Baserat på SgU, 2007, se bilaga 1 avsnitt 2.7

Barium 7440-39-3 1200 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


Bly 7439-92-1 1800 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


Kadmium 7440-43-9 200 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)

0,2 Baserat på SgU, 2007, se bilaga 1 avsnitt 2.7

Kobolt 7440-48-7 300 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


Koppar 7440-50-8 600 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


Krom tot 7440-47-3 1500 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


Krom (vi) 7440-47-3 15 USEPa, 1996, motsvarar Kd vid pH=6-7

–

Kvicksilver 7439-97-6 300 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)

0,1 nv, 1997c, SlU, 2007, se bilaga 1 avsnitt 2.7

Molybden 7439-98-7 80 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


nickel 7440-02-0 300 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


vanadin 1314-62-1 1000 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


Zink 7440-66-6 600 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)


Cyanid total 100 Baserat på underlag till Elert m fl, 2006 (se avsnitt 2.1.1)

–

Cyanid fri 57-12-5 1 naturvårdsverket, 1997a –


tabe

ll a

3.2

. Fy

sika

lisk-

kem

iska

par

amet

rar,

Koc, K

ow, H

enry

s ko

nsta

nt o

ch f

rifa

sgrä

nser

– o

rgan

iska

äm

nen

sam

t kv

icks

ilver

Äm

nec

aS

-num

mer

koc

l/kg

kow

l/kg

h d

imen

sion

slös

ref

eren

ser,

koc, k

ow, oc

h h

cfr

eeph

ase m

g/kg

ref

eren

s c

free

phas

e

Kvi

cksi

lver

74

39

-97

-60

,3B

aser

at p

å li

ndqv

ist

m.fl

.,

19

84

Cya

nid

fri

5,5

E-0

3H

SD

B

Feno

l1

08

-95

-23

33

02

,0E

-05

Riv

M, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t ut

ifrå

n m

axha

lt i

lösn

ing

på 1

00

0

mg/

l (se

avs

nitt

4.2

.1 i

huvu

drap

port

)

Kre

sol

95

-48

-74

58

96

,2E

-05

Med

elvä

rdet

av

värd

en f

ör o

-,

m-

och

p- is

omer

er, R

ivM

, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t ut

ifrå

n m

axha

lt i

lösn

ing

på 1

00

0

mg/

l (se

avs

nitt

4.2

.1 i

huvu

drap

port

)

Mon

oklo

rfen

ol

95

-57

-89

31

41

1,4

E-0

3R

ivM

, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t ut

ifrå

n m

axha

lt i

lösn

ing

på 1

00

0

mg/

l (se

avs

nitt

4.2

.1 i

huvu

drap

port

)

Dik

lorf

enol

er1

20

-83

-23

47

1 1

48

1,5

E-0

4R

ivM

, 2

00

1a

1 0

00

Sam

ma

som

mon

oklo

rfen

ol

Trik

lorf

enol

er

88

-06

-22

95

14

89

83

,4E

-04

Riv

M, 2

00

1a

1 0

00

Sam

ma

som

mon

oklo

rfen

ol

Tetr

aklo

rfen

oler

5

8-9

0-2

1 2

59

13

18

34

,1E

-04

Riv

M, 2

00

1a

30

0B

eräk

nat

utif

rån

vatt

enlö

slig

het

angi

vet

i R

ivM

, 2

00

1a

Pen

takl

orfe

nol

87

-86

-51

58

51

31

82

62

,3E

-04

Riv

M, 2

00

1a

10

0B

eräk

nat

utif

rån

vatt

enlö

slig

het

angi

vet

i R

ivM

, 2

00

1a

Klo

rben

sen

10

8-9

0-7

21

97

76

1,1

E-0

1R

ivM

, 2

00

1a

1 0

00

Sam

ma

som

dik

lorb

ense

n

Dik

lorb

ense

ner

10

6-4

7-7

66

12

75

49

,4E

-02

Riv

M, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t ut

ifrå

n va

tten

lösl

ighe

t an

give

t i

Riv

M,

20

01

a

Trik

lorb

ense

ner

1

20

-82

-11

90

51

1 2

20

1,1

E-0

1R

ivM

, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t ut

ifrå

n va

tten

lösl

ighe

t an

give

t i

Riv

M,

20

01

a

Tetr

aklo

rben

sene

r 9

5-9

4-3

5 8

88

39

81

15

,4E

-01

Riv

M, 2

00

1a

50

Sam

ma

som

pen

takl

orbe

nsen

Pen

takl

orbe

nsen

60

8-9

3-5

8 3

18

1,5

1E

+0

51

,5E

-01

Riv

M, 2

00

1a

50

Ber

äkna

t ut

ifrå

n va

tten

lösl

ighe

t an

give

t i

Riv

M,

20

01

a

Hex

aklo

rben

sen

11

8-7

4-1

11

48

25

,37

E+0

56

,4E

-03

Riv

M, 2

00

1a

2B

eräk

nat

utif

rån

vatt

enlö

slig

het

angi

vet

i R

ivM

, 2

00

1a

Dik

lorm

etan

75

-09

-21

71

88

,6E

-02

Riv

M, 2

00

1a

50

0B

eräk

nat

utif

rån

max

halt

i lö

snin

g på

1 0

00

m

g/l (

se a

vsni

tt 4

.2.1

i hu

vudr

appo

rt)

Dib

rom

klor

met

an1

24

-48

-16

31

48

3,2

E-0

2U

SE

Pa, 1

99

61

00

0B

eräk

nat

utif

rån

max

halt

i lö

snin

g på

1 0

00

m

g/l (

se a

vsni

tt 4

.2.1

i hu

vudr

appo

rt)


Äm

nec

aS

-num

mer

koc

l/kg

kow

l/kg

h d

imen

sion

slös

ref

eren

ser,

koc, k

ow, oc

h h

cfr

eeph

ase m

g/kg

ref

eren

s c

free

phas

e

Bro

mdi

klor

met

an7

5-2

7-4

55

12

66

,6E

-02

US

EPa

, 1

99

61

00

0B

eräk

nat

utif

rån

max

halt

i lö

snin

g på

1 0

00

m

g/l (

se a

vsni

tt 4

.2.1

i hu

vudr

appo

rt)

Trik

lorm

etan

67

-66

-34

69

31

,1E

-01

Riv

M, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t fr

ån m

axha

lt i

lösn

ing

på 1

00

0

mg/

l (se

avs

nitt

4.2

.1 i

huvu

drap

port

)

Kol

tetr

aklo

rid

56

-23

-51

74

53

71

,3U

SE

Pa, 1

99

61

00

0S

amm

a so

m t

rikl

orm

etan

1,2

-dik

lore

tan

10

7-0

6-2

31

30

3,1

E-0

2R

ivM

, 2

00

1a

50

0B

eräk

nat

från

max

halt

i lö

snin

g på

1 0

00

m

g/l (

se a

vsni

tt 4

.2.1

i hu

vudr

appo

rt)

1,2

-dib

rom

etan

10

6-9

3-4

44

91

2,8

E-0

2K

oc: U

SE

Pa, 2

00

7

Kow

och

H: H

SD

B1

00

0S

amm

a so

m 1

,2-d

iklo

reta

n

1,1

,1-t

rikl

oret

an7

1-5

5-6

11

03

02

7,1

E-0

1U

SE

Pa, 1

99

61

00

0S

amm

a so

m t

rikl

orm

etan

Trik

lore

ten

79

-01

-61

15

40

72

,8E

-01

Riv

M, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i

Riv

M,2

00

1a

Tetr

aklo

rete

n1

27

-18

-42

63

2 5

12

9,3

E-0

1R

ivM

, 2

00

1a

50

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

Din

itro

tolu

en (

2,4

)1

21

-14

-23

60

96

3,8

E-0

6K

oc o

ch K

ow: U

SE

Pa, 2

00

7

H: U

SE

Pa, 1

99

6

50

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

US

EPa

, 2

00

7

PC

B-7

13

36

-36

-32

,20

E+0

56

,20

E+0

62

,5E

-02

Riv

M, 2

00

1a

(s

e B

ilaga

1, av

snit

t 2

.1.3

)1

0Fö

resl

agen

Fa

-grä

ns f

ör f

öror

enad

e m

asso

r, av

fall

Sve

rige

, 2

00

7

Dio

xin

(TC

DD

-ekv

)

3,3

0E

+0

65

,60

E+0

75

,4E

-04

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)0

,01

5Fö

resl

agen

Fa

-grä

ns f

ör f

öror

enad

e m

asso

r, av

fall

Sve

rige

, 2

00

7

naf

tale

n9

1-2

0-3

95

51

99

51

,2E

-02

Riv

M, 2

00

1a

50

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

ace

naft

alen

20

8-9

6-8

2 9

51

8 7

10

2,9

E-0

2R

ivM

, 2

00

1a

20

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

ace

naft

en8

3-3

2-9

3 3

88

8 3

18

1,1

E-0

2R

ivM

, 2

00

1a

20

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

ant

race

n1

20

-12

-71

9 9

53

28

18

49

,0E

-04

Riv

M, 2

00

1a

30

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

Fluo

ren

86

-73

-75

88

81

5 1

36

6,2

E-0

3R

ivM

, 2

00

1a

15

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a


Äm

nec

aS

-num

mer

koc

l/kg

kow

l/kg

h d

imen

sion

slös

ref

eren

ser,

koc, k

ow, oc

h h

cfr

eeph

ase m

g/kg

ref

eren

s c

free

phas

e

Fena

ntre

n8

5-0

1-8

16

98

22

9 5

12

1,4

E-0

3R

ivM

, 2

00

1a

20

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

Fluo

rant

en2

06

-44

-01

,51

E+0

51

,45

E+0

51

,6E

-03

Riv

M, 2

00

1a

50

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

Pyr

en1

29

-00

-06

7 6

08

9,7

7E

+0

47

,5E

-05

Riv

M, 2

00

1a

15

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

Ben

so(g

hi)p

eryl

en1

91

-24

-22

,69

E+0

61

,66

E+0

63

,2E

-06

Riv

M, 2

00

1a

10

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

Ben

so(a

)ant

race

n5

6-5

5-3

6,1

7E

+0

53

,47

E+0

51

,7E

-06

Riv

M, 2

00

1a

15

0B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

Kry

sen

21

8-0

1-9

5,2

5E

+0

56

,46

E+0

54

,7E

-06

Riv

M, 2

00

1a

10

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

Ben

so(b

)-flu

oran

ten

20

5-9

9-2

2,1

9E

+0

56

,03

E+0

51

,2E

-05

Riv

M, 2

00

1a

10

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

Ben

so(k

) fluo

rant

en2

07

-08

-91

,74

E+0

61

,29

E+0

62

,8E

-06

Riv

M, 2

00

1a

10

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

inde

no(1

,2,3

-cd)

pyre

n1

93

-39

-51

,05

E+0

67

,41

E+0

61

,2E

-06

Riv

M, 2

00

1a

5B

eräk

nat

från

vat

tenl

öslig

het

angi

vet

i Riv

M,

20

01

a

Dib

enso

(a,h

)an

trac

en5

3-7

0-3

1,3

8E

+0

61

,29

E+0

73

,8E

-05

Riv

M, 2

00

1a

20

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

Ben

so(a

)pyr

en5

0-3

2-8

6,6

1E

+0

51

,35

E+0

61

,6E

-05

Riv

M, 2

00

1a

10

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

PaH

-l

1 8

00

4 3

00

9,9

E-0

3B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)5

00

lösl

ighe

t be

räkn

ad s

om v

ikta

t m

edel

av

äm-

nen

i fra

ktio

nen

PaH

-M

29

00

04

9 0

00

2,8

E-0

3B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1a

(s

e B

ilaga

1, av

snit

t 2

.1.3

)2

50

lösl

ighe

t be

räkn

ad s

om v

ikta

t m

edel

av

äm-

nen

i fra

ktio

nen

PaH

-H

5,0

0E

+0

57

,10

E+0

58

,8E

-06

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1a

(s

e B

ilaga

1, av

snit

t 2

.1.3

)5

0lö

slig

het

berä

knad

som

vik

tat

med

el a

v äm

-ne

n i f

rakt

ione

n

Ben

sen

71

-43

-27

41

35

1,6

E-0

1R

ivM

, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a


Äm

nec

aS

-num

mer

koc

l/kg

kow

l/kg

h d

imen

sion

slös

ref

eren

ser,

koc, k

ow, oc

h h

cfr

eeph

ase m

g/kg

ref

eren

s c

free

phas

e

Tolu

en1

08

-88

-31

23

53

71

,9E

-01

Riv

M, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

Ety

lben

sen

10

0-4

1-4

33

91

41

32

,7E

-01

Riv

M, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

xyle

n1

33

0-2

0-7

26

31

44

51

,7E

-01

Riv

M, 2

00

1a

1 0

00

Ber

äkna

t fr

ån v

atte

nlös

lighe

t an

give

t i R

ivM

, 2

00

1a

alif

at C

5-C

6

37

01

20

04

,0E

+0

1B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)7

00

CC

ME

, 2

00

7

alif

at C

6-C

8

3 4

00

17

00

08

,6E

+0

1B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)7

00

CC

ME

, 2

00

7

alif

at C

8-C

10

2

8 0

00

1,9

0E

+0

51

,4E

+0

2B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)7

00

CC

ME

, 2

00

7

alif

at C

10

-C1

2

4,1

0E

+0

55

,00

E+0

62

,0E

+0

2B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)1

00

0C

CM

E,

20

07

alif

at C

12

-C1

6

1,6

0E

+0

63

,50

E+0

71

,6E

+0

2B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)1

00

0C

CM

E,

20

07

alif

at C

16

-C3

5

1,6

0E

+0

81

,50

E+1

01

,1E

+0

2B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)2

50

0C

CM

E,

20

07

aro

mat

C8

-C1

0

1 8

00

6 5

00

4,3

E-0

1B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)1

00

0S

amm

a so

m f

ör e

tylb

ense

n

aro

mat

C1

0-C

16

5

50

03

0 0

00

2,7

E-0

2B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)5

00

Sam

ma

som

för

Pa

H-l

aro

mat

C1

6-C

35

17

00

07

5 0

00

0,0

1B

aser

at p

å TP

HC

Wg

, 1

99

7a

(se

Bila

ga 1

, av

snit

t 2

.1.3

)2

50

S

amm

a so

m f

ör P

aH

-M

MTB

E1

63

4-0

4-4

69

2,4

E-0

2H

SD

B2

00

Ber

äkna

t ut

ifrå

n m

axha

lt i

lösn

ing

på 1

00

0

mg/

l (se

avs

nitt

4.2

.1 i

huvu

drap

port

)


tabe

ll a

3.3

. U

ppta

gsfa

ktor

er f

ör m

etal

ler,

PC

B o

ch d

ioxi

ner

i väx

ter

(b

ladg

röns

aker

och

rot

sake

r) o

ch b

ioko

ncen

trat

ions

fakt

orer

för

met

alle

r i fi

sk

Äm

ne

bc

f stem

-d

(mg/

kg t

orr

växt

)/(m

g/kg

tS

jord

)

ref

bc

f stem

-d

bc

f root

-d

(mg/

kg t

orr

växt

)/(m

g/kg

tS

jord

)

ref

bc

f root

-d

bc

f fish

(mg/

kg f

ärsk

-vi

kt fi

sk)/

(mg/

l vat

ten)

ref

bc

f fish

ant

imon

0,0

1B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b,

geo

met

risk

t m

edel

-vä

rde

– al

la v

äxtd

ata

0,0

1B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b.

g

eom

etri

skt

med

elvä

rde

– al

la v

äxt-

data

10

0B

aser

at p

å ia

Ea

, 2

00

1

ars

enik

0,1

7B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b,

Med

ian

för

blad

-gr

önsa

ker

0,0

03

Bas

erat

på

Riv

M,

20

01

b.

Med

ianv

ärde

för

pot

atis

50

Bas

erat

på

iaE

a,

20

01

. ju

ster

at s

e av

snit

t 2

.2.2

Bar

ium

0,1

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1b,

geo

met

risk

med

el-

värd

e fö

r sa

llat

0,0

1R

ivM

, 2

00

1b,

Kon

sum

tion

svik

tat

med

elvä

rde

för

rots

aker

. R

imlig

t en

ligt

halt

er r

appo

rter

ade

i Kab

ata

Pen

dias

, 2

00

0

4B

aser

at p

å ia

Ea

, 2

00

1

Bly

0,0

18

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1b,

Med

ian

för

blad

-gr

önsa

ker

0,0

05

Bas

erat

på

Riv

M,

20

01

b. M

edia

n fö

r po

tati

s3

00

Bas

erat

på

iaE

a,

20

01

Kad

miu

m0

,25

Riv

M, 2

00

7, vi

ktat

med

elvä

rde

för

blad

grön

-sa

ker

0,1

6R

ivM

, 2

00

7.

vikt

at m

edel

värd

e fö

r ro

tsak

er2

00

Bas

erat

på

iaE

a,

20

01

Kob

olt

0,1

2B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b,

Kon

sum

tion

s vik

tat

värd

e fö

r gr

önsa

ker,

jmf

även

ia

Ea

, 1

99

4

och

halt

er (

jord

och

väx

ter)

i K

abat

a P

endi

as,

20

00

0,0

7B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b.

K

onsu

mti

onsv

ikta

t m

edel

värd

e fö

r ro

tsak

er

30

0B

aser

at p

å ia

Ea

, 2

00

1

Kop

par

0,2

7B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b,

Med

ian

för

blad

-gr

önsa

ker

0,3

7B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b.

Med

ian

för

pota

tis

20

0B

aser

at p

å ia

Ea

, 2

00

1

Kro

m t

ot0

,01

1R

ivM

, 2

00

1b

0,0

11

Riv

M, 2

00

1b

20

0B

aser

at p

å ia

Ea

, 2

00

1

Kro

m (

vi)

0,0

11

Riv

M, 2

00

1b

0,0

11

Riv

M, 2

00

1b

20

0B

aser

at p

å ia

Ea

, 2

00

1

Kvi

cksi

lver

0,4

3B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b,

Med

ian

för

blad

-gr

önsa

ker

0,0

09

Bas

erat

på

Riv

M,

20

01

b. M

edia

n fö

r po

tati

s1

00

0B

aser

at p

å ia

Ea

, 2

00

1

Mol

ybde

n0

,12

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1b,

Kon

sum

tion

svik

tat

värd

e fö

r al

la v

äxte

r0

,12

Bas

erat

på

Riv

M,

20

01

b.

Kon

sum

tion

svik

tat

värd

e fö

r al

la

växt

er

10

Bas

erat

på

iaE

a,

20

01

nic

kel

0,0

69

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1b,

Med

ian

för

blad

-gr

önsa

ker

0,0

15

Bas

erat

på

Riv

M,

20

01

b. M

edia

n fö

r po

tati

s1

00

Bas

erat

på

iaE

a,

20

01


Äm

ne

bc

f stem

-d

(mg/

kg t

orr

växt

)/(m

g/kg

tS

jord

)

ref

bc

f stem

-d

bc

f root

-d

(mg/

kg t

orr

växt

)/(m

g/kg

tS

jord

)

ref

bc

f root

-d

bc

f fish

(mg/

kg f

ärsk

-rö

kt fi

sk)/

(mg/

l vat

ten)

ref

bc

f fish

vana

din

0,0

04

8B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b,

geo

met

risk

med

el-

värd

e -

alla

väx

tdat

a0

,00

48

Bas

erat

på

Riv

M,

20

01

b.

geo

met

risk

t m

edel

värd

e -

alla

väx

t-da

ta

20

0B

aser

at p

å n

CR

P, 1

99

6

Zink

0,2

8B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1b,

Med

ian

för

blad

-gr

önsa

ker

0,1

Bas

erat

på

Riv

M,

20

01

b. M

edia

n fö

r po

tati

s1

00

0B

aser

at p

å ia

Ea

, 2

00

1

PC

B-7

0,1

7B

aser

at p

å Tr

app

m.fl

., 1

99

70

,1B

aser

at p

å Tr

app

m.fl

., 1

99

7-

Ber

äkna

s fr

ån K

oc

Dio

xin

(TC

DD

-ekv

)0

,01

9B

aser

at p

å R

ideo

ut &

Tes

chke

, 2

00

40

,00

27

Bas

erat

på

Rid

eout

& T

esch

ke,

20

04

-B

eräk

nas

från

Koc


tabell a3.4. Toxikologiska data, oralt intag och inhalation

Ämne tdi mg/ (kg,dag)

riSkor mg/ (kg,dag)

ref tdi eller riSkor rfc mg/m3

riSkinh mg/m3

ref rfc eller riSkinh

antimon 6,0E-03 WHo, 2006a

arsenik 6,0E-06 WHo, 1993 6,7E-06 WHo, 2000

Barium 2,0E-02 WHo, 2001 1,0E-03 RivM, 2001c

Bly 3,5E-03 WHo, 2006a 5,0E-04 WHo, 2000

Kadmium 2,0E-04 aTSDR, 1999a 5,0E-06 WHo, 2000

Kobolt 1,4E-03 RivM, 2001c 1,0E-04 WHo, 2006b

Koppar 5,0E-01 WHo, 2006a 1,0E-03 RivM, 2001c

Krom tot 1,5E+00 iRiS, 1998 6,0E-02 RivM, 2001c

Krom (vi) 3,0E-03 iRiS, 1998 2,5E-07 WHo, 2000

Kvicksilver 2,3E-04 Baserat på WHo, 2007. värdet för MeHg

2,0E-04 WHo, 2003b

Molybden 1,0E-02 RivM, 2001c och WHo, 2006a

1,2E-02 RivM, 2001c

nickel 1,2E-02 WHo, 2006a 2,5E-05 WHo, 2000

vanadin 9,0E-03 iRiS, 2003 1,0E-03 WHo, 2000

Zink 3,0E-01 iRiS, 2005

Cyanid total 2,0E-02 iRiS, 1995

Cyanid fri 1,2E-02 Baserat på WHo, 2006a 2,5E-02 Baserat på RivM, 2001c

Fenol 4,0E-02 RivM, 2001c 2,0E-02 RivM, 2001c

Kresol 5,0E-02 RivM, 2001c 5,0E-01 WHo, 2000

Monoklorfenol 5,0E-03 iRiS, 1993

Diklorfenoler 3,0E-03 aTSDR, 1999b

Triklorfenoler 6,7E-03 WHo, 1993 3,0E-03 iRiS, 2002

Tetraklorfenoler 3,0E-02 iRiS, 1992

Pentaklorfenol 3,0E-03 WHo, 1993

Klorbensen 9,0E-02 Baserat på WHo, 2006a 7,1E-02 WHo, 1999a

Diklorbensener 1,1E-01 Baserat på WHo, 2006a, data för 1,4 diklorbensen

1,3E-01 WHo, 1999a

Triklorbensener 7,7E-03 WHo, 2006a 8,0E-03 WHo, 1999a

Tetraklorbensener 3,0E-04 iRiS, 1995

Pentaklorbensen 8,0E-04 iRiS, 1995

Hexaklorbensen 6,3E-06 iRiS, 2003 2,0E-05 iRiS, 2003

Diklormetan 6,0E-03 Baserat på WHo, 2006a 5,0E-02 iMM, 1998

Dibromklormetan 2,0E-02 Baserat på WHo, 2006a

Bromdiklormetan 2,0E-04 iRiS, 1993

Triklormetan 1,5E-02 WHo, 2004b 1,4E-01 WHo, 2004b

Koltetraklorid 1,4E-03 WHo, 2006a 6,1E-03 WHo, 1999a



riSkor mg/ (kg,dag)


riSkinh mg/m3


1,2-dikloretan 1,2E-03 WHo, 2004a 3,6E-03 WHo, 1999a

1,2-dibrometan 5,0E-06 iRiS, 2004 1,7E-05 iRiS, 2004

1,1,1-trikloretan 6,0E-01 WHo, 2004a 8,0E-01 UBa, 1993

Trikloreten 1,5E-03 WHo, 2006a 2,3E-02 WHo, 2000

Tetrakloreten 5,0E-02 WHo, 2006a 2,0E-01 WHo, 2006c

Dinitrotoluen (2,4)

2,0E-03 iRiS, 2002

PCB-7 4,00E-06

Baserat på WHo, 2003a, omräknat för att motsvara PCB-7

Dioxin (TCDD-ekv) 2,0E-09 EU/SCF 2000, 2001

naftalen 2,0E-02 iRiS, 1998 4,0E-03 aTSDR, 2005

acenaftalen 4,0E-02 RivM, 2001c

acenaften 4,0E-02 RivM, 2001c

antracen 1,7E-03 Beräknat utifrån data för benso(a)pyren och TEF-värdena för en-skilda PaH-föreningar, se bilaga 1 avsnitt 2.3. Beräkning för enskilda PaH baseras på risken 10–6

2,2E-05 Beräknat utifrån data för benso(a)pyren och TEF-värdena för enskil-da PaH-föreningar, se bilaga 1 avsnitt 2.3. Beräkning för enskilda PaH ska baseras på risken 10–6

Fluoren 1,7E-03 Se antracen ovan 2,2E-05 Se antracen ovan

Fenantren 1,7E-03 Se antracen ovan 2,2E-05 Se antracen ovan

Fluoranten 1,7E-05 Se antracen ovan 2,2E-07 Se antracen ovan

Pyren 8,3E-04 Se antracen ovan 1,1E-05 Se antracen ovan

Benso(ghi)perylen 4,2E-05 Se antracen ovan 5,5E-07 Se antracen ovan

Benso(a)antracen 1,7E-04 Se antracen ovan 2,2E-06 Se antracen ovan

Krysen 2,8E-05 Se antracen ovan 3,7E-07 Se antracen ovan

Benso(b)fluoran-ten

8,3E-06 Se antracen ovan 1,1E-07 Se antracen ovan

Benso(k)fluoran-ten


indeno(1,2,3-cd)pyren


Dibenso(a,h)antracen


Benso(a)pyren 8,3E-07 iMM, 2006. Beräkning för enskilda PaH baseras på risken 10–6

1,1E-08 WHo, 2000. Beräkning för en-skilda PaH baseras på risken 10–6

PaH-l 0,03 Medelvärde för TDi för de ämnen som ingår i gruppen

4,0E-03 Baserat på RfC för naftalen



riSkor mg/ (kg,dag)


riSkinh mg/m3


PaH-M 4,2E-04 Beräknad från RiSKor för bens(a)pyren och en viktad TEF för gruppen (se Bilaga 1, avsnitt 2.3.1), Baserat på en risk på 10–5

5,5E-06 Beräknad från RiSKinh för bens(a)pyren och en viktad TEF för gruppen (se Bilaga 1, avsnitt 2.3.1), Baserat på en risk på 10–5

PaH-H 8,3E-06 Beräknad från RiSKor för bens(a)pyren och en viktad TEF för gruppen, (se Bilaga 1, avsnitt 2.3.1), Baserat på en risk på 10–5

5,5E-07 Beräknad från RiSKinh för bens(a)pyren och en viktad TEF för gruppen, (se Bilaga 1, avsnitt 2.3.1), Baserat på en risk på 10–5

Bensen 1,8E-04 iRiS, 2000 1,7E-03 WHo, 2000

Toluen 0,223 Baserat på WHo, 2006a 2,6E-01 WHo, 2000

Etylbensen 0,097 Baserat på WHo, 2006a 7,7E-01 RivM, 2001c

xylen 0,179 Baserat på WHo, 2006a 0,1 iRiS, 2003

alifat C5-C6 2 Baserat på TPHCWg, 1997b, justering enligt RivM, 2001c

6 Baserat på data för cyclohexan från iRiS, 2003. Baserat på innehåll av n-hexan <3 %

alifat C6-C8 2 Baserat på TPHCWg, 1997b, justering enligt RivM, 2001c

6 Baserat på data för cyclohexan från iRiS, 2003, Baserat på innehåll av n-hexan <3 %

alifat C8-C10 0,1 Baserat på TPHCWg, 1997b

1 TPHCWg, 1997b


1 TPHCWg, 1997b


1 TPHCWg, 1997b

alifat C16-C35 2 Baserat på TPHCWg, 1997b

aromat C8-C10 4,0E-02 Baserat på TPHCWg, 1997b

0,2 TPHCWg, 1997b


0,2 TPHCWg, 1997b


0,05 MDEP, 2002

MTBE 1,0E-01 Baserat på nSTC, 1997 och MDEP, 2008

3 iRiS, 1991


tabell a3.5. Toxikologiska data, kriterier för skydd av grundvatten och hudupptag

Ämne ccrit-gw (mg/l) ref ccrit-gw* fdu (-) ref fdu

antimon 0,01 Beräknat från dricksvattennormer WHo, 2006a

0,03 antaget samma värde som arsenik

arsenik 5,0E-03 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005

0,03 USEPa 2001; 2004

Barium 0,35 Beräknat från dricksvattennormer WHo, 2004a

0,01 antaget för övriga metaller (se bilaga 1, avsnitt 2.3)

Bly 5,0E-03 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Kadmium 2,5E-03 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005

0,001 USEPa 2001; 2004

Kobolt 5,0E-03 Beräknat från TDi (se bilaga 1 avsnitt 2.6)


Koppar 0,05 Baserat på TaC-värdet för grund-vattenkvalitet, Hjelmar m.fl., 2006


Krom tot 0,025 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Krom (vi) 0,025 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Kvicksilver 5,0E-04 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Molybden 0,035 Beräknat från dricksvattennormer WHo, 2004a

0,01 valt samma värde som vanadin

nickel 0,01 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


vanadin 0,03 Beräknat från TDi (se bilaga 1 avnsitt 2.6)


Zink 0,1 Baserat på TaC-värdet för grund-vattenkvalitet Hjelmar m.fl., 2006


Cyanid total 0,025 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005

0,3 Som fri cyanid

Cyanid fri 0,025 Samma som cyanid total 0,3 Baserat på MDEP, 1994

Fenol 0,1 Baserat på TaC-värdet för grund-vattenkvalitet Hjelmar m.fl., 2006

0,25 antaget för semivolatila ämnen USEPa 2001; 2004

Kresol 0,1 antaget samma värde som fenol 0,25 antaget för semivolatila ämnen USEPa 2001; 2004

Monoklorfenol 0,015 Beräknat från TDi (se bilaga 1 avnsitt 2.6)


Diklorfenoler 0,009 Beräknat från TDi (se bilaga 1 avnsitt 2.6)


Triklorfenoler 0,02 Beräknat från RiSKor se bilaga 1, avnsnitt 2.6)


Tetraklorfenoler 0,02 antaget samma värde som triklor-fenoler


Pentaklorfenol 4,5E-03 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


Klorbensen 0,15 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a

0,1 antaget för flyktiga ämnen Environment agency 2004



Diklorbensener 0,15 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


Triklorbensener 0,01 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


Tetraklorbensener 3,0E-04 Beräknat från TDi (se bilaga 1 avnsitt 2.6)


Pentaklorbensen 0,002 Beräknat från TDi ( se bilaga 1 avnsitt 2.6)


Hexaklorbensen 5,0E-04 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


Diklormetan 0,01 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


Dibromklormetan 0,025 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Bromdiklormetan 0,025 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Triklormetan 0,025 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Koltetraklorid 0,002 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


1,2-dikloretan 1,5E-03 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


1,2-dibrometan 5,0E-04 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


1,1,1-trikloretan 1 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


Trikloreten 5,0E-03 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Tetrakloreten 5,0E-03 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005


Dinitrotoluen (2,4) 6,0E-03 Beräknat från TDi ( se bilaga 1 avnsitt 2.6)


PCB-7 1,0E-06 10% av interventionsvärdet för grundvatten RivM, 2001d

0,14 USEPa 2001; 2004

Dioxin (TCDD-ekv) 2,0E-10 10% av interventionsvärdet för grundvatten RivM, 2001d

0,03 USEPa 2001; 2004

naftalen 0,01 15% av humantoxicitetsbaserat interventionsvärde för grund-vatten för naftalen, vRoM, 2000. Motsvarar även smak- och lukt-tröskeln

0,13 USEPa 2001; 2004

acenaftalen 0,01 0,13 USEPa 2001; 2004

acenaften 0,01 0,13 USEPa 2001; 2004

antracen 0,002 Beräknat från dricksvattennormer för fluoranten, WHo, 2004a

0,13 USEPa 2001; 2004

Fluoren 0,002 Se antracen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

Fenantren 0,002 Se antracen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

Fluoranten 0,002 Se antracen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

Pyren 0,002 Se antracen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004



Benso(ghi)perylen 5,0E-05 Beräknat från dricksvatten-normen för PaH-föreningar, livsmedelsverket 2005

0,13 USEPa 2001; 2004

Benso(a)antracen 5,0E-05 Se benso(ghi)perylen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

Krysen 5,0E-05 Se benso(ghi)perylen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

Benso(b)fluoranten 5,0E-05 Se benso(ghi)perylen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

Benso(k)fluoranten 5,0E-05 Se benso(ghi)perylen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

indeno(1,2,3-cd)pyren

5,0E-05 Se benso(ghi)perylen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

Dibenso(a,h)an-tracen

5,0E-05 Se benso(ghi)perylen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

Benso(a)pyren 5,0E-05 Se benso(ghi)perylen ovan 0,13 USEPa 2001; 2004

PaH-l 0,01 15% av humantoxicitetsbaserat interventionsvärde för grundvatten för naftalen, vRoM, 2000

0,13 USEPa 2001; 2004

PaH-M 0,002 Beräknat från dricksvattennormer för fluoranten, WHo 2004a

0,13 USEPa 2001;2004

PaH-H 5,0E-05 Beräknat från dricksvatten-normen för PaH-föreningar, livsmedelsverket 2005

0,13 USEPa 2001; 2004

Bensen 5,0E-04 Beräknat från dricksvattennormer livsmedelsverket, 2005

0,1 antaget för flyktiga ämnen, Environment agency 2004

Toluen 0,35 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


Etylbensen 0,15 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


xylen 0,25 Beräknat från dricksvattennormer, WHo, 2004a


alifat C5-C6 0,1 Baserat på gränser för smak och luktproblem, naturvårdsverket & SPi, 1998

1 Baserat på MDEP, 2002


1 Baserat på MDEP, 2002


0,5 Baserat på MDEP, 2002







aromat C8-C10 1,0E-01 Baserat på gränser för smak och luktproblem, naturvårdsverket & SPi, 1998








MTBE 0,04 Baserat på gränsen för smak, ECB 2002a

0,1 antaget samma värde som triklormetan m.fl.

* Baserat på dricksvattennormer, se bilaga 1, avsnitt 2.6.

tabell a3.6. Toxikologiska värden för akuttoxiska effekter

Ämne tdae mg/kg kroppsvikt ref tdae

arsenik 0,05 Baserat på White, 1999; aTSDR, 1989; iMM, 1990 och Hamamoto E, 1995

Cyanid total 0,5 Baserat på iMM, 1990

Cyanid fri 0,025 Baserat på RivM, 2001g och WHo, 2006a


tabe

ll a

3.7

. S

kydd

av

mar

kmilj

ö oc

h yt

vatt

en

Äm

nee

kM m

g/kg

ref

ek

Me

Mk

M m

g/kg

ref

eM

kM

ccr

it-s

w µ

g/l

ref

ccr

it-s

w

ant

imon

20

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

5 o

ch U

SE

Pa,

20

05

a4

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

5 o

ch

US

EPa

, 2

00

5a

0,1

se b

ilaga

1,

avsn

itt

2.5

.1

ars

enik

20

Bas

erat

på

CC

ME

, 1

99

9a,

Riv

M,

20

01

e oc

h U

SE

Pa, 2

00

5b

40

Bas

erat

på

CC

ME

, 1

99

9a,

R

ivM

, 2

00

1e

och

US

EPa

, 2

00

5b

0,3

se b

ilaga

1,

avsn

itt

2.5

.1

Bar

ium

20

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

53

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

51

0se

bila

ga 1

, av

snit

t 2

.5.1

Bly

20

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e,

CC

ME

, 1

99

9b

och

US

EPa

, 2

00

5c

40

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9b

0,5

se b

ilaga

1,

avsn

itt

2.5

.1

Kad

miu

m4

Bas

erat

på

CC

ME

, 1

99

9c,

R

ivM

,20

01

e, U

SE

Pa, 2

00

5d

och

EC

B, 2

00

3a

20

Bas

erat

på

CC

ME

, 1

99

9c,

R

ivM

, 2

00

1e

och

US

EPa

, 2

00

5d

0,0

2se

bila

ga 1

, av

snit

t 2

.5.1

Kob

olt

20

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

5 o

ch U

SE

Pa,

20

05

e3

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

50

,2se

bila

ga 1

, av

snit

t 2

.5.1

Kop

par

80

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

US

EPa

, 2

00

62

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9m

1se

bila

ga 1

, av

snit

t 2

.5.1

Kro

m t

ot8

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e,

US

EPa

, 2

00

5f

och

CC

ME

, 1

99

9d

15

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9d

0,3

se b

ilaga

1,

avsn

itt

2.5

.1

Kro

m (

vi)

2B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9d

10

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9d

0,3

se b

ilaga

1,

avsn

itt

2.5

.1

Kvi

cksi

lver

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9e

10

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9e

0,0

05

se b

ilaga

1,

avsn

itt

2.5

.1

Mol

ybde

n7

0B

aser

at p

å R

ivM

,20

05

15

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

5 o

ch

US

DoE

, 1

99

7a

0,3

se b

ilaga

1,

avsn

itt

2.5

.1

nic

kel

70

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9f

12

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9f

1se

bila

ga 1

, av

snit

t 2

.5.1

vana

din

10

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

5, C

CM

E,

19

99

g oc

h U

SE

Pa, 2

00

5g

20

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

5,

CC

ME

, 1

99

9g

och

US

EPa

, 2

00

5g

0,5

se b

ilaga

1,

avsn

itt

2.5

.1

Zink

25

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9h

50

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9h

4se

bila

ga 1

, av

snit

t 2

.5.1

Cya

nid

tota

l3

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

71

20

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

0,5

Bas

erat

på

värd

et f

ör f

ri c

yani

d ef

ters

om d

et in

te ä

r nå

gon

skill

nad

mel

lan

olik

a ke

mis

ka f

orm

er i

mar

k m

ed a

vsee

nde

på f

örek

omst

form

en i

vatt

enm

iljö


Äm

nee

kM m

g/kg

ref

ek

Me

Mk

M m

g/kg

ref

eM

kM

ccr

it-s

w µ

g/l

ref

ccr

it-s

w

Cya

nid

fri

1B

aser

at p

å C

CM

E, 1

99

9i o

ch R

ivM

, 2

00

1e

8B

aser

at p

å C

CM

E, 1

99

9i o

ch

Riv

M, 2

00

1e

0,5

Ber

äkna

t fr

ån lä

gsta

no

EC

i R

ivM

, 2

00

1e

Feno

l2

0B

aser

at p

å E

CB

, 2

00

6, R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9j

40

CC

ME

, 1

99

9j

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e.

läg

sta

no

EC

del

at m

ed

SF=

10

0,

efte

rsom

inga

aku

ta d

ata

har

redo

visa

ts

och

med

hän

syn

till

kres

oler

, dä

r ak

uta

data

ligg

er

vid

sam

ma

konc

entr

atio

ner

som

no

EC

-vär

dena

Kres

ol

3B

aser

at p

å R

ivM

,20

01

e1

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e.

lägs

ta n

oE

C d

elat

med

S

F=1

00

, lä

gsta

aku

ta d

ata

i sam

ma

nivå

som

n

oE

C d

ata

för

o- o

ch m

-kre

sol

Mon

oklo

rfeno

l 0

,5B

aser

at p

å U

SD

oE, 1

99

7a

och

Riv

M, 2

00

1e

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

3B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e.

läg

sta

no

EC

vär

det

och

SF=

50

för

2-

och

4-k

lorf

enol

sam

t lä

gsta

aku

ta d

ata

och

SF=

10

00

för

3-k

lorf

enol

. R

iktv

ärde

i C

CM

E,

19

99

n lig

ger

i sam

ma

nivå

(7

µg/

l)

Dik

lorfe

nole

r0

,5B

aser

at p

å U

SD

oE, 1

99

7b

och

Riv

M, 2

00

1e

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

1B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e.

läg

sta

akut

a to

xdat

a oc

h S

F=1

00

0 f

ör 5

dik

lorf

enol

er (

där

enda

st a

kuta

dat

a fa

nns)

och

5-p

erce

ntile

n fr

ån f

örde

lnin

g av

kro

nisk

a da

ta f

ör 2

,4-d

iklo

rfen

ol.

Rik

tvär

de i

CC

ME

, 1

99

9n

är lä

gre,

0,2

µg/

l, m

en d

atau

nder

lage

t är

opu

blic

e-ra

t. M

ed h

änsy

n ti

ll an

dra

klor

feno

ler

bedö

ms

rikt

-vä

rdet

var

a ti

llräc

klig

t sk

ydda

nde

Trik

lorfe

nole

r 0

,5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e,

US

DoE

, 1

99

7a

och

US

DoE

, 1

99

7b

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

1B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e,

läg

sta

akut

a to

xdat

a oc

h S

F=1

00

0 f

ör 4

av

trik

lorf

enol

erna

(dä

r en

dast

aku

ta

data

fan

ns)

och

lägs

ta k

roni

ska

data

och

SF=

10

0

för

2 a

v tr

iklo

rfen

oler

na (

där

kron

iska

dat

a fa

nns)

. R

iktv

ärde

i C

CM

E,

19

99

n in

dike

rar

att

rikt

värd

et ä

r ti

llräc

klig

t sk

ydda

nde

Tetr

aklo

rfen

oler

0

,5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

0,2

Bas

erat

på

Riv

M,

20

01

e oc

h m

ed h

änsy

n ti

ll M

Kn

fö

r pe

ntak

lorf

enol

. R

iktv

ärde

t m

otsv

arar

lägs

ta a

kuta

to

xdat

a oc

h S

F=1

00

0 e

ller

lägs

ta k

roni

ska

data

och

S

F=1

00

. R

iktv

ärde

i C

CM

E,

19

99

n (1

µg/

l) in

dike

-ra

r at

t ri

ktvä

rdet

är

tillr

äckl

igt

skyd

dand

e

Pen

takl

orfe

nol

0,5

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

0,2

Ber

äkna

t fr

ån f

örsl

ag t

ill m

iljök

valit

etsn

orm

, R

amdi

rekt

iv f

ör v

atte

n, E

g,

20

06

Klo

rben

sen

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

15

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

US

DoE

, 1

99

7a

1,5

Bas

erat

på

data

i C

CM

E,

19

99

n oc

h R

ivM

, 2

00

1e.

lä

gsta

no

EC

frå

n R

ivM

del

at m

ed S

F=1

00

. R

iktv

ärde

t m

otsv

arar

ock

så lä

gsta

kro

nisk

a da

ta f

ör

sötv

atte

n fr

ån C

CM

E (

för

fisk)

och

en

SF=

5


Äm

nee

kM m

g/kg

ref

ek

Me

Mk

M m

g/kg

ref

eM

kM

ccr

it-s

w µ

g/l

ref

ccr

it-s

w

Diklo

r- be

nsen

er

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

EC

B,

20

04

b1

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

US

DoE

, 1

99

7a

1,5

Bas

erat

på

data

i C

CM

E,

19

99

n, R

ivM

, 2

00

1e

och

EC

B,

20

04

b. R

iktv

ärde

t är

lägs

ta n

oE

C i

Riv

Ms

sam

man

stäl

lnin

g de

lat

med

SF=

10

0.

CC

ME

s da

ta

indi

kera

r at

t ri

ktvä

rdet

är

tillr

äckl

igt

lågt

. R

iktv

ärde

t m

otsv

arar

lägs

ta t

oxda

ta f

rån

CC

ME

(en

lC

10

för

fis

k) o

ch S

F=1

0. R

iktv

ärde

t är

någ

ot lä

gre

än P

nE

C-

värd

et f

ör 1

,4-d

iklo

rben

sen

i EC

B,

20

04

b m

en

Pn

EC

-vär

det

gälle

r en

dast

en

dikl

orfe

nol

Trikl

or-

bens

ener

1

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

10

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

US

DoE

, 1

99

7a

0,2

Ber

äkna

t fr

ån f

örsl

ag t

ill m

iljök

valit

etsn

orm

. R

amdi

rekt

iv f

ör v

atte

n, E

g,

20

06

Tetra

klor

bens

ener

0

,5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

2B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

US

DoE

, 1

99

7a

0,2

Med

hän

syn

till

förs

lag

till

milj

ökva

litet

snor

m,

Ram

dire

ktiv

för

vat

ten,

Eg

, 2

00

6 f

ör t

rikl

orbe

nsen

. R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 1

99

9n

indi

kera

r at

t ri

kt-

värd

et ä

r ti

llräc

klig

t sk

ydda

nde

Pent

aklo

r- be

nsen

0,5

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

2B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

US

DoE

, 1

99

7a

0,0

03

5B

eräk

nat

från

för

slag

till

milj

ökva

litet

snor

m,

Ram

dire

ktiv

för

vat

ten,

Eg

, 2

00

6

Hex

aklo

rben

sen

0,5

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

2B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

US

DoE

, 1

99

7a

0,0

05

Ber

äkna

t fr

ån f

örsl

ag t

ill m

iljök

valit

etsn

orm

, R

amdi

rekt

iv f

ör v

atte

n, E

g,

20

06

Dik

lorm

etan

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

30

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

10

Ber

äkna

t fr

ån f

örsl

ag t

ill m

iljök

valit

etsn

orm

, R

amdi

rekt

iv f

ör v

atte

n, E

g,

20

06

Dib

rom

klor

met

an5

Bas

erat

på

trik

lorm

etan

30

Bas

erat

på

trik

lorm

etan

1,2

5a

ntag

et s

amm

a vä

rde

som

för

tri

klor

met

an

Bro

mdi

klor

met

an5

Bas

erat

på

trik

lorm

etan

30

Bas

erat

på

trik

lorm

etan

1,2

5a

ntag

et s

amm

a vä

rde

som

för

tri

klor

met

an

Trik

lorm

etan

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

inE

RiS

, 2

00

53

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

inE

RiS

, 2

00

51

,25

Ber

äkna

t fr

ån f

örsl

ag t

ill m

iljök

valit

etsn

orm

, R

amdi

rekt

iv f

ör v

atte

n, E

g,

20

06

Kol

tetr

aklo

rid

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

30

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

6B

eräk

nat

från

för

slag

till

milj

ökva

litet

snor

m,

Ram

dire

ktiv

för

vat

ten,

Eg

, 2

00

6

1,2

-dik

lore

tan

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

30

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

5B

eräk

nat

från

för

slag

till

milj

ökva

litet

snor

m,

Ram

dire

ktiv

för

vat

ten,

Eg

, 2

00

6

1,2

-dib

ro-

met

an5

Bas

erat

på

1,2

-dik

lore

tan

30

Bas

erat

på

1,2

-dik

lore

tan

5a

ntag

et s

amm

a vä

rde

som

för

1,2

-dik

lore

tan

1,1

,1-t

rikl

ore-

tan

5B

aser

at p

å R

ivM

, 1

99

53

0B

aser

at p

å R

ivM

, 1

99

55

ant

aget

sam

ma

värd

e so

m f

ör a

ndra

klo

rera

de a

li-fa

ter


Äm

nee

kM m

g/kg

ref

ek

Me

Mk

M m

g/kg

ref

eM

kM

ccr

it-s

w µ

g/l

ref

ccr

it-s

w

Trik

lore

ten

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e,

EC

B,

20

04

a oc

h C

CM

E, 2

00

63

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e,

E

CB

, 2

00

4a

och

CC

ME

, 2

00

6

5B

eräk

nat

från

för

slag

till

milj

ökva

litet

snor

m,

Ram

dire

ktiv

för

vat

ten,

Eg

, 2

00

6

Tetr

aklo

rete

n5

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e,

EC

B,

20

05

och

CC

ME

, 1

99

9k

30

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e,

E

CB

, 2

00

5 o

ch C

CM

E,

19

99

k

5B

eräk

nat

från

för

slag

till

milj

ökva

litet

snor

m,

Ram

dire

ktiv

för

vat

ten,

Eg

20

06

Din

itro

tolu

en

(2,4

)0

,05

Bas

erat

på

Eur

opea

n C

omm

issi

on

SC

HE

R, 2

00

60

,5B

aser

at p

å E

urop

ean

Com

mis

sion

SC

HE

R, 2

00

61

Bas

erat

på

Eur

opea

n C

omm

issi

on S

CH

ER

, 2

00

6,

Ber

äkna

t fr

ån lä

gsta

no

EC

och

SF

=1

0

PC

B-7

0,1

Bas

erat

på

CC

ME

, 2

00

1, R

ivM

, 2

00

1e

och

nat

urvå

rdsv

erke

t, 1

99

50

,6B

aser

at p

å C

CM

E, 2

00

1 o

ch

Riv

M, 2

00

1e

1,E

-04

Rik

tvär

det

satt

till

med

elha

lten

av

PC

B-t

ot i

tillfl

ö-de

n ti

ll Ö

ster

sjön

, 5

00

pg/

l (m

edel

värd

e 8

8 p

g/l l

öst

[4 -

23

1 p

g/l]

, 4

26

pg/

l par

tike

lbun

det

[18

-80

7

pg/l]

, a

xelm

an,1

99

7.o

mrä

knat

till

PC

B-7

. S

e av

-sn

itt

2.5

.2.

Rik

tvär

det

är m

er ä

n en

fak

tor

10

lägr

e än

det

lägs

ta n

oE

C f

ör s

ötva

tten

orga

nism

er (

PC

B-7

) i R

ivM

, 2

00

1e

Dio

xin

(TC

DD

-ek

v)2

,5E

-04

Bas

erat

på

CC

ME

, 2

00

0a

och

Riv

M, 1

99

50

,00

2B

aser

at p

å C

CM

E, 2

00

0a

och

Riv

M, 1

99

51

,E-0

8B

aser

at p

å up

pmät

ta h

alte

r i s

vens

ka y

tvat

ten

(ej

opåv

erka

de v

atte

ndra

g),

se a

vsni

tt 2

.5.2

. H

alte

r i g

öta

älv,

nol

36

fg/

l (1

0 -

80

fg/

l),

Hal

ter

i le

lång

en 2

0 (

7 -

36

fg/

l),

Kem

akta

, 2

00

1

PaH

-l3

Bas

erat

på

CC

ME

, 1

99

9l,

Riv

M,

20

01

e, j

ense

n an

d S

vedr

up, 2

00

3

och

EC

B, 2

00

3b

15

Bas

erat

på

CC

ME

, 1

99

9l,

Riv

M, 2

00

1e,

jen

sen

and

Sve

drup

, 2

00

3 o

ch E

CB

, 2

00

3b

1,2

Ber

äkna

t fr

ån f

örsl

ag t

ill m

iljök

valit

etsn

orm

för

na

ftal

en,

Ram

dire

ktiv

för

vat

ten,

Eg

, 2

00

6

PaH

-M1

0B

aser

at j

ense

n an

d S

vedr

up, 2

00

34

0B

aser

at p

å je

nsen

and

S

vedr

up,2

00

30

,05

Ber

äkna

t fr

ån f

örsl

ag t

ill m

iljök

valit

etsn

orm

för

an

trac

en o

ch fl

uora

nten

, R

amdi

rekt

iv f

ör v

atte

n, E

g,

20

06

PaH

-H2

,5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

10

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

0,0

05

Ber

äkna

t fr

ån f

örsl

ag t

ill m

iljök

valit

etsn

orm

, R

amdi

rekt

iv f

ör v

atte

n, E

g 2

006. Fö

rsla

g till

MK

n

för

bens

(a)p

yren

(0,0

5µg

/l), su

mm

a be

ns(b

)- o

ch

bens

(k)fl

uora

nten

(0,0

3µg

/l) o

ch s

umm

a in

de-

no(1

,2,3

)pyr

en o

ch b

enso

(ghi

)per

ylen

(0,0

02 µ

g/l).

Hän

syn

har

tagi

ts t

ill s

amm

ansä

ttni

ng a

v Pa

Her

i de

nna

grup

p. B

enso

fluor

ante

ner

utgö

r ca

30%

av

det

tota

la h

alte

n, in

deno

(1,2

,3)p

yren

och

ben

so(g

hi)

pery

len

utgö

r ca

20%

av

den

tota

la h

alte

n. R

este

n be

står

av

PaH

-för

oren

inga

r so

m li

knar

ben

so(a

)pyr

en

m.a

.p. to

xici

tet

Ben

sen

10

Bas

erat

på

Riv

M. 2

00

1e,

CC

ME

, 2

00

5a

och

EC

B, 2

00

2b

50

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 2

00

5a

5B

eräk

nat

från

för

slag

till

milj

ökva

litet

snor

m,

Ram

dire

ktiv

för

vat

ten,

Eg

, 2

00

6


Äm

nee

kM m

g/kg

ref

ek

Me

Mk

M m

g/kg

ref

eM

kM

ccr

it-s

w µ

g/l

ref

ccr

it-s

w

Tolu

en1

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 2

00

5b

50

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 2

00

5b

5B

aser

at p

å be

nsen

Ety

lben

sen

10

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 2

00

5b

50

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 2

00

5b

5B

aser

at p

å be

nsen

xyle

n1

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

1e

och

CC

ME

, 2

00

5b

50

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

1e

och

CC

ME

, 2

00

5b

5B

aser

at p

å be

nsen

alif

at C

5-C

65

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

4, C

CM

E,

20

00

b oc

h C

on

CaW

E, 2

00

12

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch

CC

ME

, 2

00

0b

2,5

Ber

äkna

t fr

ån R

ivM

, 2

00

4 r

iktv

ärde

t fö

r to

tal k

on-

cent

rati

on (

löst

+ p

arti

kelb

unde

t)

alif

at C

6-C

85

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

4 o

ch C

CM

E,

20

00

b2

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch

CC

ME

, 2

00

0b

3B

eräk

nat

från

Riv

M,

20

04

rik

tvär

det

för

tota

l kon

-ce

ntra

tion

(lö

st +

par

tike

lbun

det)

alif

at C

8-C

10

10

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

4 o

ch C

CM

E,

20

00

b5

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch

CC

ME

, 2

00

0b

1,5

Ber

äkna

t fr

ån R

ivM

, 2

00

4 r

iktv

ärde

t fö

r to

tal k

on-

cent

rati

on (

löst

+ p

arti

kelb

unde

t)

alif

at C

10

-C1

21

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch C

CM

E,

20

00

b5

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch

CC

ME

, 2

00

0b

3B

eräk

nat

från

Riv

M,

20

04

rik

tvär

det

för

tota

l kon

-ce

ntra

tion

(lö

st +

par

tike

lbun

det)

alif

at C

12

-C1

61

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch C

CM

E,

20

00

b5

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch

CC

ME

, 2

00

0b

30

Ber

äkna

t fr

ån R

ivM

, 2

00

4 r

iktv

ärde

t fö

r to

tal k

on-

cent

rati

on (

löst

+ p

arti

kelb

unde

t)

alif

at C

16

-C3

51

00

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch C

CM

E,

20

00

b1

00

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

4 o

ch

CC

ME

, 2

00

0b

30

Sam

ma

som

för

fra

ktio

n al

ifat

C1

2-C

16

aro

mat

C8

-C

10

10

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch C

CM

E,

20

00

b5

0B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

4 o

ch

CC

ME

, 2

00

0b

5B

aser

at p

å B

TEx

aro

mat

C

10

-C1

63

Bas

erat

på

Riv

M, 2

00

4 o

ch C

CM

E,

20

00

b1

5B

aser

at p

å R

ivM

, 2

00

4 o

ch

CC

ME

, 2

00

0b

1,2

Bas

erat

på

PaH

-l

aro

mat

C

16

-C3

61

0S

amm

a so

m P

aH

-M4

0S

amm

a so

m P

aH

-M0

,05

Sam

ma

som

Pa

H-M

MTB

E1

Bas

erat

på

EC

B, 2

00

2a

och

Riv

M,

19

94

8B

aser

at p

å E

CB

, 2

00

2a

och

Riv

M, 1

99

45

0B

eräk

nat

från

lägs

ta t

oxic

itet

sdat

a oc

h sä

kerh

ets-

fakt

or 1

00

0.

Bas

erat

på

data

i R

ivM

, 2

00

1e,

EC

B,

20

02

a oc

h C

CM

E,

20

03

. To

xici

tets

data

indi

kera

r at

t M

TBE

har

rel

ativ

t lå

g to

xici

tet.

Där

emot

har

in

te p

åver

kan

på d

jurb

etee

nde

unde

rsök

ts,

det

är

trol

igt

att

dett

a är

en

krit

isk

effe

kt o

ch s

ker

vid

lägr

e ko

ncen

trat

ione

r. S

äker

hets

fakt

orn

1 0

00

för

att

ta

häns

yn t

ill o

säke

rhet

erna

i ef

fekt

er a

v M

TBE


Referenser

atSdr (1989). Toxicological Profile for Arsenic. Agency for Toxic Substances and Disease Registry U.S. Public Health Services, ATSDR/TP-88/02.

atSdr (1999a). Toxicological profile for cadmium.Agency for Toxic Substances and Disease Registry, U.S. Public Health Services.

atSdr (1999b). Toxicological profile for chlorophenols. Agency for Toxic Substances and Disease Registry, U.S. Public Health Services.

atSdr (2005). Toxicological profile for Naphthalene, 1-Methylnaphthalene, and 2-Methylnaphthalene. Agency for Toxic Substances and Disease Registry, US Public Health Services.

avfall Sverige (2007). Uppdaterade bedömningsgrunder för förorenade massor. RAPPORT 2007:01, Avfall Sverige.

axelman J (1997). Biological, physico-chemical and biogeochemical dy-namics of hydrophobic organic compounds. Paper IV from Doctoral dissertation, Department of Zoology, University of Stockholm.

bockting G J M, koolenbrander J G M, och Swartjes f a (1996). SEDISOIL: Model for calculating human exposure due to contami-nated sediments. RIVM Bilthoven, Report nr 715810011.

boverket (2006). Regelsamling för byggande, Boverkets byggregler, BBR. BFS 1993:57 med ändringar till och med 2006:12.

bright d a, richardson G M, dodd M (2006). Do current standards of practice in Canada measure what is relevant to human exposure at contaminated sites? I: A discussion of soil particle size and contami-nant portioning in soil, Human and Ecological Risk Assessment, 12:3, 591–605.

burchard l p (2000). Estimating dissolved organic carbon partition coefficients for nonionic organic chemicals. Environmental Science & Technology 34, 4663-4668.

ccMe (1997). Canadian Soil Quality Guidelines for the Protection of Environmental and Human Health, Cyanide (Free) Fact sheet. Canadian Council of Ministers of the Environment.

ccMe (1999a). Canadian Soil Quality Guidelines, Arsenic (environmen-tal and Human health effects). Scientific Supporting Document, pre-pared by the National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.


ccMe (1999b). Canadian Soil Quality Guidelines, Lead (Environmental Effects). Scientific Supporting Document, prepared by the National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (1999c). Canadian Soil Quality Guidelines, Cadmium (Environmental Effects). Scientific Supporting Document, prepared by the National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (1999d). Canadian Soil Quality Guidelines, Chromium. Scientific supporting document (Environmental effects), National Guidelines and Standards Office, Environment Canada, (Based on the 1997 as-sessment).

ccMe (1999e). Canadian Soil Quality Guidelines, Inorganic Mercury. Scientific supporting document (Environmental effects), National Guidelines and Standards Office, Environment Canada, (Based on the 1997 assessment).

ccMe (1999f). Canadian Soil Quality Guidelines, Nickel. Scientific sup-porting document (Environmental effects), National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (1999g). Canadian Soil Quality Guidelines, Vanadium (Environmental effects). Scientific supporting document (based on the 1997 assessment), National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (1999h). Canadian Soil Quality Guidelines, Zinc (Environmental effects). Scientific supporting document (Based on the 1997 assess-ment), National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (1999i). Canadian Soil Quality Guidelines, Free cyanide. Scientific supporting document (Environmental effects), National Guidelines and Standards Office, Environment Canada, (Based on the 1997 assessment).

ccMe (1999j). Canadian Soil Quality Guidelines, Phenol (Environmental Effects). Scientific Supporting Document, prepared by the National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (1999k). Canadian Soil Quality Guidelines, Tetrachloroethylene (Environmental effects). Scientific supporting document (Based on the 1997 assessment), National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (1999l). Canadian Soil Quality Guidelines, Naphthalene, (Environmental effects). Scientific supporting document (Based on the 1997 assessment), National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (1999m). Canadian soil quality guidelines for the protection of environmental and human health, Copper, Factsheet 1999. Canadian Council of Ministers of the Environment.


ccMe (1999n). Canadian Environmental Quality Guidelines, Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life. Canadian Council of Ministers of the Environment.

ccMe (2000a). Canadian Soil Quality Guidelines for Dioxins and Furans: Environment and Human Health. Supporting document, Revised version, Canadian Council of Ministers of the Environment.

ccMe (2000b). Canada Wide Standards for Petroleum Hydrocarbons (PHCs) in soil: Scientific Rationale. Supporting Technical Document, Canadian Council of Ministers of the Environment.

ccMe (2001). Canadian soil quality guidelines for polychlorinated biphenyls (PCBs), Environmental Health. Report no 1-2, National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (2003). Canadian Environmental Quality Guidelines, Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life. Canadian Council of Ministers of the Environment.

ccMe (2005a). Canadian Soil Quality Guidelines for the Protection of Environmental and Human Health, Report 1-10, Benzene. National Guidelines and Standards Office, Environment.

ccMe (2005b). Canadian Soil Quality Guidelines for the Protection of Environmental and Human Health, Toluene, Ethylbenzene and Xylenes, Report 1-9. National Guidelines and Standards Office, Environment Canada.

ccMe (2006). Canadian Soil Quality Guidelines, Trichloroethylene (Environmental and Human Health effects). Scientific supporting doc-ument, Canadian Council of Ministers of the Environment.

ccMe (2007). Canada-Wide Standard for Petroleum Hydrocarbons (PHC) in Soil: Scientific Rationale. Supporting Technical Document, Draft, January 2007.

clavensjö b, Åkerblom G, och andersson p (1983). Radon i bostäder, markens inverkan på radonhalt och gammastrålning inomhus. R9:1983, Statens råd för byggnadsforskning.

clavensjö b och Åkerblom G (1992). Åtgärder mot radon, Radonboken. Byggforskningsrådet T5:1992.

concaVe (2001). Environmental classification of petroleum substances – summary data and rationale. Report 01/54, CONCAWE, Brussels.

coughtrey p, thorne M och Jackson, d (1983). Radionuclide distri-bution and transport in terrestrial and aquatic ecosystems. A A, Balkema, Rotterdam.

cussler e l (1987). Diffusion, Mass transfer in fluid systems. Cambridge University press.

ecb (2002a). European Union Risk Assessment Report, Tert-butyl methyl ether, 3rd Priority List. Volume 19, European Chemicals Bureau, EUR 20417 EN.


ecb (2002b). European Union Risk Assessment Report, Benzene, Part 1. Environment, European Chemicals Bureau.

ecb (2003a). Final draft risk assessment report, cadmium and cadmium metal. European Chemicals Bureau.

ecb (2003b). European Union Risk Assessment Report, Naphthalene, PL-3, vol 33. EUR 20763 EN, European Chemicals Bureau.

ecb (2003c). European Commission Technical Guidance Document on Risk Assessment, Part 1. European Chemicals Bureau.

ecb (2004a). European Union Risk Assessment Report, Trichloroethylene, Part 1 – Environment. European Chemicals Bureau, PL-1, vol 31.

ecb (2004b). European Union Risk Assessment Report, 1,4-dichloroben-zene, Part 1 – Environment. European Chemicals Bureau, PL-1, vol 48.

ecb (2005). European Union Risk Assessment Report, Tetrachloroethylene, Part 1 – Environment. European Chemicals Bureau, PL-1, vol 57.

ecb (2006). European Union Risk Assessment Report, Phenol. Vol 46, European Chemicals Bureau.

ecb (2008). European Union Risk Assessment Report, Diantimony trioxide. Draft rapport, maj 2008. Kemikalieinspektionen, Sverige, för European Chemicals Bureau.

ecetoc (2001). Exposure factors sourcebook for European popula-tions (with focus on UK data). Technical Report No, 79, European centre for ecotoxicology and toxicology of chemicals, Brussels, June 2001.

eG (2006). Förslag till Europaparlamentets och rådets direktiv om miljökvalitetsnormer inom vattenpolitikens område och ändring av direktiv 2006/60/EG. Framlagt av kommissionen, KOM (2006) 397.

elert M, fanger G, höglund l o, Jones c, Suér p, Wadstein e, bjerre-hansen J och Groen c (2006). Laktester för riskbedömning av förorenade områden – huvudrapport och underlagsrapport 1a. Naturvårdsverkets rapport 5535 (Hållbar sanering).

environment agency (2004). Update on the dermal exposure pathway. CLEA Briefing Note 1. Environment Agency of England and Wales.

eU/Scf (2000). Opinion of the Scientific Committee of Food on the Risk assessment of dioxins and dioxin-like PCBs in food.

eU/Scf (2001). Opinion of the Scientific Committee of Food on the Risk assessment of dioxins and dioxin-like PCBs in food.

european commission Scher (2006). Scientific Committee on Health and Environmental Risks, Opinion on Risk Assessment Report 2,4-di-nitrolouene, environmental part


foreGS (2008). Forum of European Geological Surveys, Geochemical atlas of Europe. Salminen (chief-editor) m.fl., EuroGeoSurveys – FOREGS, Geological Survey of Finland

frankki S (2006). Association of Organic Compounds to Dissolved and Particular Natural Organic Matter in Soils. Doctoral thesis, Swedish University of Agricultural Sciences, Umeå.

fröberg M, berggren d, bergkvist b, bryant c, Mulder J (2006). Concentration and fluxes of dissolved organic carbon (DOC) in three Norway spruce stand salong a climatic gradient in Sweden. Biogeochemistry 77, p 1–23.

Grip h och rodhe a (1994). Vattnets väg från regn till bäck. Hallgren och Fallgren Studieförlag AB.

Gustafsson M, blomqvist G, Wik o (2006). Damning från grusväg delvis uppbyggd av aska. Värmeforsk, Q4-290.

hamamoto (1955). Infant arsenic poisoning by powdered milk. Jap. Med. J. 1649:2–12, 1955, Cited in WHO, 1981.

hedberg e, hansson h-c, Johansson c, Vesely V och Wideqvist U (2001). ITM Air Pollution Laboratory, Stockholm University, Adam Kristensson Department of Nuclear Physics, Lund University, May 2001. ITM Rapport 92.

hjelmar m.fl. (2006). Development of criteria for acceptance of mono-lithic waste at landfills. Prepared by DHI in co-operation with SGI and VTT, Ole Hjelmar, Jesper Holm and Jacob Gudbjerg, DHI – Water & Environment, David Bendz, Pascal Suèr and Håkan Rosqvist, SGI, Margareta Wahlström and Jutta Laine-Ylijoki, VTT, TemaNord 2006:555.

hSdb. Hazardous Substances Database, National Library of Medicine, http://toxnet.nlm.nih.gov/

iaea (1994). Handbook of parameter values for the prediction of radio-nuclide transfer in temperate environments. Technical Reports Series 364, International Atomic Energy Agency, Vienna.

iaea (2001). Generic models for use in assessing the impact of discharg-es of radioactive substances to the environment. International Atomic Energy Agency, Vienna.

ieUbk (2005). Integrated Exposure Uptake Biokinetic Model for Lead in Children. Windows® version (IEUBKwin v1.0 build 264), USEPA, 1995.

iMM (1990). Victorin K, Dock L, Vahter M, Ahlborg U G, Hälsoriskbedömning av vissa ämnen i industrikontaminerad mark. IMM-rapport 4/90, Institutet för miljömedicin, Karolinska Institutet.


iMM (1998). Health risk assessment of dichloromethane. 1998, IMM (1990): Victorin K, Dock L, Vahter M, Ahlborg U G, Hälsoriskbedömning av vissa ämnen i industrikontaminerad mark, IMM-rapport 4/90, Institutet för miljömedicin, Karolinska Institutet.

iMM (2006). Riskbedömning av PAH i mark, luft, grönsaker och bär i Sundsvall. Hanberg A, Berglund M, Stenius U, Victorin K, Abramsson-Zetterberg L, IMM-Rapport nr 1/06, Institutet för miljö-medicin, Karolinska Institutet.

ineriS(2005). INERIS - Fiche de données toxicologiques et environ-nementales des substances chimiques. CHLOROFORME, INERIS –DRC-00-25590-00DF254, INERIS.

iriS. Integrated Risk Information System, USEPA, http://www.epa.gov/iris/

Jensen and Svedrup (2003). Polycyclic Aromatic Hydrocarbon ecotox-icity data for developing soil quality criteria. Rev Environm. Contam. Toxicol, 179: 73–97.

kabata pendias a (2000). Trace elements in soils and plants. Third edi-tion, CRC Press, Boca Raton, Fl, USA.

karlsson r och hansbo S (2000). Jordarternas indelning och benämn-ing- Geokemiska laboartorieanvisningar, del 2. Byggforskningsrådet, FORMAS, Stockholm, 3d reviderade upplagan tilltryckt.

kemakta, 2001. Kompletterande undersökningar i Bengtsbrohöljen samt förslag till efterbehandling och kontrollprogram. Elert M och Fanger G, Kemakta Konsult AB, Kemakta AR 2001–15.

kissel Jc, richter kY, fenske ra (1996). Field measurement of dermal soil loading attributable to various act ivities: implications for expo-sure assessment. Risk Anal. 16, 115–25.

larsen Jc och larsen pb (1998). Chemical carcinogens, In: Air pollu-tion and health. (Hester RE, Harrison RM eds), Cambridge UK, The Royal Society of Chemistry, 33–35.

lindqvist m.fl. (1984). Mercury in the Swedish environment: Global and local sources. Lindqvist O, Jernelöv A, Johansson K and Rodhe H, Naturvårdsverket, SNV PM 1816.

livsmedelsverket (2000). Mindre dioxin i svenska livsmedel. Darnerud PO et al, Vår Föda 2000:1, sidan 28, Livsmedelsverket (SLV), Uppsala.

livsmedelsverket (2002). Riksmaten 1997-98, Kostvanor och närings-intag i Sverige, Metod och resultatanalys. Ed: Becker W och Pearson M, Livsmedelsverket, Uppsala.

livsmedelsverket (2005). Livsmedelsverkets föreskrifter om dricks-vatten. SLVFS 2001:30, Innehåller ändringar tom SLVFS 2005:10.


livsmedelsverket (2006). Riksmaten – barn 2003. Livsmedels- och näringsintag bland barn i Sverige. Ed: Enghardt Barbieri H, Becker W och Pearson M, Livsmedelsverket, Uppsala.

lundin m.fl. (2005). Forsmark site investigation. Soils in two large trenches. Lundin L, Stendahl J and Lode E, P-05-166, Svensk Kärnbränslehantering.

Marshall t, holmes J, rose c (1996). Soil physics, third edition, Cambridge University press.

Mdep (1994). Background documentation for the development of MCP numerical standards. Massachusetts Department of Environmental Protection, USA.

Mdep (2002). Characterizing risks posed by petroleum contaminated sites: Implementation of MADEP VPH/EPH Approach. Policy #WSC-02-411, MADEP.

Mdep (2008). Spring 2008 Standards Guidelines för Contaminants in Massachusetts Drinking Water, Commonwealth of Massachusetts, Office of Research and Standards, Boston.

Miljøstyrelsen (2006). JAGG – program til risikovurdering af forure-nede grunde, version 1,5,(2006-03-01). Miljøstyrelsen, Danmark.

naturvårdsverket & Spi (1998). Förslag till riktvärden för förorenade bensinstationer. Naturvårdsverket rapport 4889, Naturvårdsverket/Svenska Petroleum Institutet.

naturvårdsverket (1995). Användning av avloppsslam i jordbruket. Naturvårdsverket, Lantbrukarnas Riksförbund, Svenska Vatten- och avloppsverksföreningen. Naturvårdsverkets rapport 4418.

naturvårdsverket (1997a). Development of generic guideline values, Model and data used for generic guideline values for contaminated soils in Sweden. Naturvårdsverkets rapport 4639.

naturvårdsverket (1997b). Bakgrundshalter i mark, Halter av vissa metaller och organiska ämnen i jord i tätort och på landsbygd, Efterbehandling och sanering. Naturvårdsverkets rapport 4640.

naturvårdsverket (1997c). Tillståndet i svensk åkermark. Naturvårdsverkets rapport 4778.

naturvårdsverket (1999a). Metodik för inventering av förorenade om-råden, Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Vägledning för insamling av underlagsdata. Naturvårdsverkets rapport 4918.

naturvårdsverket (1999b). Sjöar och vattendrag Bakgrundsrapport 1, kemiska och fysikaliska parametrar. Ingår i projektet Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Naturvårdsverkets rapport 4920.

ncrp (1996). Screening models for releases of radionuclides to atmo-sphere, surface water, and ground. NCRP report No, 123. National Council on Radiation Protection and Measurements, USA.


putaud (2003). A European aerosol phenomenology, Physical and chemical characteristics of particulate matter at kerbside, urban, rural and background sites in Europe. EUR 20411 EN.

rideout och teschke (2004). Potential for Increased Human Foodborne Exposure to PCDD/F When Recycling Sewage Sludge on Agricultural Land. Environmental Health Perpectives, Vol, 112, Number 9.

riVM (1994). Risicogrenzen voor MTBE (Methyl tertiair-Butyl Ether) in bodem, sediment, grondwater, oppervlaktewater, drinkwater en voor drinkwaterbereiding. Swartjes FA et al, RIVM report 711701039. National Institute of Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (1995). Derivation of the ecotoxicological serious soil con-tamination concentration, Substances evaluated in 1993 and 1994. Crommentuijn GJ, Posthumus R and Kalf, DF, RIVM report 715810008. National Institute of Public Health and the Environment.

riVM (1998). Ecological serious soil contamination concentrations: Fourth series of compounds. Posthumus R, Crommentuijn GJ och van de Plassche EJ. RIVM report 711 701 003. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, the Netherlands.

riVM (1999). Risk limits for boron, silver, titanium, tellurium, uranium and organosilicon compounds in the framework of EU Directive 76/464/EEC. van de Plassche m.fl., RIVM report 601501005. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (2001a). Evaluation and revision of the CSOIL parameter set, proposed parameter set for human exposure modelling and deriving intervention values for the first series of compounds. Otte PF, Lijzen JPA, Otte JG, Swartjes FA, Versluijs CLJ. RIVM report 711701021. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (2001b). Accumulatie van metalen in planten, Een bijdrage aan de technische evaluatie van de internentiewaarden en de locatiespecifieke risicobeoordeling van verontreinigde bodem. Versluijs CW, Otte PF. RIVM report 711701 024/2001. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (2001c). Re-evaluation of human-toxicological maximum permissible risk levels. Baars AJ m.fl. RIVM report 711701 025. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (2001d). Technical evaluation of the Intervention Values for Soil/sediment and Groundwater, Human and ecotoxicological risk as-sessment and derivation of risk limits for soil, aquatic sediment and groundwater. Lijzen JPA, Baars AJ, Otte PF, Rikken M, Swartjes FA, Verbruggen EMJ, Wezel AP van, RIVM report 711701023. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.


riVM (2001e). Ecotoxicology serious risk concentration for soil, sedi-ment and (ground)water: updated proposal for first series of com-pounds. Verbruggen EMJ, Posthumus R and van Wezel AP. RIVM report 711701020. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (2001f). Evaluation of model concepts on human expo-sure. Rikken, M G J, Lijzen, J P A och Cornelese, A A, RIVM report 711701 022. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM, (2001g). Risk assessment of historical soil contamination with cyanides; origin, potential human exposure and evaluation of Intervention Values. Köster, H W, RIVM report 711701 019. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (2004). Environmental Risk Limits for Mineral Oil (Total Petroleum Hydrocarbons). Vebruggen EMJ. RIVM report 601501021. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (2005). Environmental risk limits for nine trace elements. Van Vlaardingen PLA, Posthumus R och Posthuma-Doodeman CJAM. RIVM report 601501029. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM (2007). Human health risks due to consumption of vegetables from contaminated sites, Towards a protocol for site-specific as-sessment. Swartjes FA, Dirven-Van Breemen, Otte PF, Van Beelen P, Rikken MGJ, Tuinstra J, Spijker J and Lijzen JPA. RIVM re-port 711701 040. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

riVM-Vito (2006). Evaluation of the Swedish Guideline values for con-taminated sites – Cadmium and Polycyclic Aromatic Hydrocarbons. De Raeymaecker B, Cornelis C, Provoost J, Joris I, De Ridder K, Lefebre F, Ottte P Lijzen J, Swartjes F, VITO/RIVM, 2006/IMS/R/.

rodhe m.fl. (2006). Grundvattenbildning i svenska typjordar - översik-tlig beräkning med en vattenbalansmodell. Rodhe A, Lindström G, Rosberg J och Pers C, Uppsala Universitet, Institutionen för geoveten-skaper, Luft- och vattenlära, Report Series A, No, 66.

Scb (2005). Statistiska centralbyråns uppgifter för medellivslängd år 2005. (www.scb.se)

Seth r, Mackay d, Muncke J (1999). Estimating the organic carbon partition coefficient and its variability for hydrophobic chemicals. Environmental Science & Technology 33, 2390-2394.

SGU (2006). Geokemiska kartan, Markgeokemi, Metaller i morän och andra sediment från Varberg till Lidköping. Andersson M, Rapport K 45, Sveriges Geologiska Undersökning (Innehåller även rikstäckande data).


SGU (2007). Utdrag ur SGU:s Regionala markgeokemiska databas, september 2007.

SGU:s databas för miljöövervakning av grundvatten. Sveriges geologiska undersökning (www.sgu.se).

SlU:s databank för sjöar och vattendrag. Databank för sjöar och vatten-drag, Sveriges Lantbruksuniversitet (www.slu.se).

SlU (2007). Mark- och grödoinventeringen, Data insamlat 1988–2003. Sveriges Lantbruksuniversitet (www.slu.se).

SMhi (2002). Avrinningen i Sverige. Faktablad nr 12, December 2002. Sveriges Meteorologiska och Hydrologiska institut.

Sna (1995). Klimat, sjöar och vattendrag. Sveriges National Atlas, Bra Böcker.

Socialstyrelsen (2005). Miljöhälsorapport 2005. Socialstyrelsen, Institutet för Miljömedicin, Stockholms läns landsting, ISBN 91-7201-931-X.

tphcWG (1997a). Selection of representative TPH fractions based on fate and transport considerations. Vol 3, Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group, Amherst Scientific Publishers, MA, USA.

tphcWG (1997b). Development of fraction specific Reference Doses (RfDs) and Reference Concentrations (RfCs) for Total Petroleum Hydrocarbons (TPH). Volume IV, TPH Criteria Working Group, Toxicological Technical Action Group, (http://www.aehs.com).

trapp m.fl. (1997). Examination and further development of soil val-ues for the soil-plant path’, Subproject ’Transfer factors soil to plant. Report to the research project for the German Umweltbundesamt UFOplan Nr, 107 02 005, Trapp S, Reiter B, and Matthies M, USF Institute, Tyskland.

trapp (2002). Dynamic root uptake model for neutral lipophilic organ-ics. Environmental toxicology and Chemistry, vol 21, No 1, 203–206.

Uba (1993). Basisdaten toxikologie für umweltrelevante stoffe zur gefahrenbeurteilung bei altlasten. Umwelt Bundes Amt 4–93, Erich Schmidt Verlag, Berlin.

UMS (1997). Umweltmedizinische Beurteilung der Exposition des Menschen durch altlastbedingte Schadstoffe (UMS). Anslussbericht “Wissenschaftliche Begleitung und Forentwicklung eines Gefahrdrungsabschatsungsmodells fur Altlasten” von der Arbeitsgeminschaft Fresnius Consult GmbH und focon-Ingenieurge-sellschft mbH F und E-Vorhaben 10901215.

USdoe (1997a). Toxicological Benchmarks for contaminants of po-tential concern for effects on soil and litter invertebrates and het-erotrophic process: 1997 revision. Efroymson, RA, Will ME and Suter, GW II, ES/ER/TM-126/R2, US Department of Energy.


USdoe (1997b). Toxicological Benchmarks for contaminants of potential concern for effects on terrestrial plants: 1997 Revision. US Department of Energy.

USepa (1996). Soil Screening Guidance: Technical Background docu-ment. EPA/540/R-95/128, PB96-963502, US EPA, Washington, VA.

USepa (1997). Exposure Factors Handbook Revised, PB98-124217, US Environmental Protection Agency, National Center for Environmental Assessment, Office of Research and Development.

USepa (2001; 2004). Risk assessment guidance for Superfund, Volume 1, Human health evaluation manual (Part E, Supplemental guidance for dermal risk assessment) EPA/540/R/99/005, US EPA. Washington DC.

USepa (2002). Exposure Factors Handbook for children, EPA-600-P-00-002B, National Center for Environmental Assessment, US EPA, Washington DC.

USepa (2005a). Ecological soil screening levels for antimony. Interim final. EPA Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, OSWER Directive 9285.7–61.

USepa (2005b). Ecological soil screening levels for arsenic. Interim final. EPA Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, OSWER Directive 9285.7–62.

USepa (2005c). Ecological soil screening levels for lead. Interim final. EPA Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, OSWER Directive 9285.7–70.

USepa (2005d). Ecological soil screening levels for cadmium, Interim final. EPA Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, OSWER Directive 9285,7–65.

USepa (2005e). Ecological soil screening levels for cobalt, Interim final. EPA Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, OSWER Directive 9285.7–67.

USepa (2005f). Ecological soil screening levels for chromium, Interim final. EPA Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, OSWER Directive 9285.7–66.

USepa (2005g). Ecological soil screening levels for vanadium, Interim final. EPA Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, OSWER Directive 9285.7–75.

USepa (2006). Ecological soil screening levels for copper, Interim final. EPA Office of Solid Waste and Emergency Response, Washington DC, OSWER Directive 9285.7-68.

USepa (2007). Estimation Program Interface (EPI) Suite, version 3.20, US EPA Office of Pollution Prevention and Toxics.


van den berg r (1995). Blootestelling van de mens aan bodemver-ontreiniging, Een kwalitatieve en kwantitatieveanalyse leidend tot voorstellen voor humaan toxiclogische C-toetsingswaarden. RIVM report 725201006. Modified version of original report from 1991. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.

van Genuchten (1980). A closed -form equation for predicting the hy-draulic conductivity of unsaturated soils, Soil. Sci. So. Am. J., 44, 892–898.

VroM (2000). Circular on target values and intervention values for soil remediation, Annex A, Target values, soil remediation intervention values and the indicative levels for serious contamination, Version February 4th, 2000. Ministerie van Volkshuisvesting, Riumtelijke Ordening en Milieu beheer, (Netherlands Ministry of Spatial planning, Housing and the Environment).

White J (1999). Hazards of Short-Term Exposure to Arsenic Contaminated Soil, Office of Environmental Health Assessment Services, Washington State Department of Health.

Who (1993). Guidelines for Drinking-Water Quality – Second Edition – Volume 1 – Recommendations, World Health Organization, Geneve.

Who (1999a). Guidelines for Air Quality, World Health Organization, Geneve (www.who.int).

Who (1999b). WHO Global Database on Body Mass Index (BMI), World Health Organization, Geneve.

Who (2000). Air quality guidelines for Europe. Second Edition, WHO regional publications, European series, No. 91, World Health Organization regional office for Europe, Copenhagen.

Who (2001). Barium and Barium Compounds, Concise International Chemical Assessment. Document 33, World Health Organization, Geneve.

Who (2003a). Polychlorinated Biphenyls, Concise International Chemical Assessment. Document 55, World Health Organization, Geneve.

Who (2003b). Elemental Mercury and Inorganic Mercury Compounds. Concise International Chemical Assessment Document 50. World Health Organization, Geneve.

Who (2004a). WHO Guidelines for drinking-water quality, third edi-tion. World Health Organization, Geneve.

Who (2004b). Chloroform, Concise International Chemical Assessment Document 58. World Health Organization, Geneve.

Who (2006a). Guidelines for Drinking-water Quality. Third edition, incorporating first addendum, Volume 1, Recommendations, 2006.World Health Organization, Geneve.


Who (2006b). Cobalt and inorganic cobalt compounds, Concise International Chemical Assessment. Document 69. International Programme on Chemical Safety. World Health Organization, Geneve.

Who (2006c). Tetrachloroethene, Concise International Chemical Assessment. Document 68. Internationel Programme on Chemical Safety. World Health Organization, Geneve.

Who (2007). Evaluation of certain food additives and contaminants: Methyl mercury (Chapter 4.3). 67th report of the Joint FAO/WHO Expert committee on food additives, WHO Technical Reports Series 940. Word Health Organization, Geneva.

Young t M, heeraman d a, Sirin G, ashbaugh l (2001). Resuspension of contaminated soil as a source of airborne lead. Research Division Air Resources Board, Sacramento, CA, Final Project Report Contract Number 97-325 31 August 2001.

Bilaga 2 • ModellBeskrivning – lista över variaBler 177

Bilaga 2 Modellbeskrivning – lista över variabler

Riktvärdesmodellen är upp-byggd av flera delmodeller.

I denna bilaga redovisas variabler som används i beräkningarna i rikt-värdesmodellen. Endast variabler som används i beräkningarna redovi-sas. Variabler som används för härledning av ekvationer m.m. redovisas inte. I tabellen anges även de beteckningar som använts i tidigare publi-kationer. Variabler som inte använts i tidigare publikationer eller saknar beteckning markeras med ”–” i tabellen nedan.

Förklaring till indelning i typ av variabler:

Ä = Ämnesspecifik data S = Scenariospecifik (platsspecifik) data M = Modellspecifik data B = Av programmet beräknad data

Notera att sju av modellparametrarna även är scenariospecifika, det vill säga att de har olika värden vid känslig markanvändning (KM) och min-dre känslig markanvändning (MKM). Beteckningarna för dessa scenario-specifika modellparametrar listas i tabell på sidan 200 i bilaga 3.

180 riktvärden för förorenad Mark

Beteckn. NV 5976

Beteckn. NV4639 / NV4889-SPIMFAB

Description Beskrivning Enhet Typ

Distribution model 1: To porewater

Fördelningsmodell 1: Till porvatten

Kd Kd Distribution coefficient, soil – water

Fördelningsfaktor mellan jord och porvatten

dm3/kg Ä, B

foc foc Organic carbon fraction in soil Viktsfraktionen organiskt kol i jorden

kg/kg S

Koc Koc Partition coefficient, organic carbon – water

Fördelningsfaktor mellan organiskt kol och vatten

dm3/kg Ä, B

Kow Kow Partition coefficient, octanol – water

Fördelningsfaktor mellan oktanol och vatten

dm3/kg Ä

θw θw Water content in soil Jordens vattenhalt dm3/dm3 S

θa θa air content in soil Jordens lufthalt dm3/dm3 S

H H Henry's lawconstant Henrys konstant – Ä

ρb ρb / ρ Bulk density of soil Torrdensitet kg/dm3 S

CFwater FFvatten Contaminant distribution factor, porewater – soil

Faktor föroren. fördeln. mellan porvatten och jord

kg/l B

CFwater,mob – Contaminant distribution factor, mobile contaminant, porewater – soil

Faktor föroren. fördeln. mellan rörlig förorening i porvatten och jord

kg/l B

DOC – Concentration dissolved/mo-bile organic carbon

Halt löst/mobilt organiskt kol

kg/l S

KDOC – Partition coefficient, water – dissolved organic carbon

Fördelningsfaktor mel-lan löst organiskt kol och vatten

l/kg Ä, B

fdoc – Relationship KDOC-Koc Förhållande KDOC-Koc - M

Distribution model 2: To pore air

Fördelningsmodell 2: Till porluft

CFair FFluft Contaminant distribution factor, soil pore air – soil

Faktor för fördelning mel-lan porluft och jord

kg/l B

Transport model 1: To indoor air

Transportmodell 1: Till inomhusluft

DFia DFia / DFånga, inne

Dilution factor, soil pore air – indoor air

Utspädningsfaktor mellan porluft och inomhusluft

– B

iDFia-user – Dilution factor (inverted), soil pore air – indoor air, user data

Utspädningsfaktor (inver-terad) mellan porluft och inomhusluft, användardata

– S

De D Effective diffusivity of vapour in soil

Effektiv diffusivitet av ämne i ångfas i jorden

m2/d B

D0,g D0 Diffusivity in air Diffusivitet av ämne i luft m2/d M

D0,w – Diffusivity in water Diffusivitet av ämne i vatten

m2/d M

Dgas – Diffusivity in soil pore air Diffusivitet av ämne i porluft

m2/d M

Dwater – Diffusivity in soil pore water Diffusivitet av ämne i porvatten

m2/d M

ε ε Porosity of soil Jordens porositet - B


Beteckn. NV 5976



la l leaking of ground air into house

inläckage av markluft till huset

m3/d M

Vhouse Vhus air volume of house luftvolym inne i huset m3 S

lhouse l air turnover in house luftomsättning i huset d-1 S

ahouse a area of house foundation Yta under huset m2 S

Z Z Depth from drainage layer to contaminated soil

Djup till förorening från dränerande lager

m S

Transport model 2: To outdoor air

Transportmodell 2: Till utomhusluft

DFoa DFånga, ute Dilution factor, soil pore air – outdoor air

Utspädningsfaktor mellan porluft och utomhusluft

– B

iDFoa-user – Dilution factor (inverted), soil pore air – outdoor air, user data

Utspädningsfaktor (inver-terad) mellan porluft och utomhusluft, användardata

– S

v – Wind velocity Vindhastighet m/s M

kv – Transport resistance soil surface

Transportmotstånd vid markytan

m/d

Transport model 3: To groundwater

Transportmodell 3: Till grundvatten

dmix-well dmix Thickness of mixing zone, groundwater well

Blandningszonens mäktighet

m B

l l length of contaminated area in direction of groundwater flow

längd på det förorenade området i flödesriktningen

m S

Xwell X Distance from contaminated area to well

avstånd från det förore-nade området till brunn

m S

daq da Thickness of the aquifer akviferens mäktighet m S

ir i groundwater recharge grundvattenbildning m/år S

K K Hydraulic conductivity in the aquifer

Hydraulisk konduktivitet m/år S

i i Hydraulic gradient Hydraulisk gradient m/m S

DFgw-well DFgw / DFgv

Dilution factor, soil pore water to well

Utspädningsfaktor porvatten – brunn

– B

iDFgw-well-user – Dilution factor (inverted), soil pore water to well, user data

Utspädningsfaktor (inver-terad) porvatten – brunn, användardata

– S

ymix-well ymix Width of mixing zone, ground-water well

Blandningszonens bredd m B

W lW / W Width of contaminated area perpendicular to groundwater flow

Bredd på det förorenade området tvärs grundvatt-nets flödesriktning

m S

Zf Xf Thickness of contaminated soil layer below groundwater table

Mäktighet av förorening under grundvattenytan

m S

dmix-protect – Thickness of mixing zone, protected groundwater

Blandningszonens mäk-tighet, skyddsvärt grund-vatten

m B


Beteckn. NV 5976



Xprotect – Distance from contaminated area to protected groundwater

avstånd från det förorena-de området till skyddsvärt grundvatten

m S

DFgw-protect – Dilution factor, soil pore water to protected groundwater

Utspädningsfaktor por-vatten – skyddsvärt grundvatten

– B

iDFgw-protect-user – Dilution factor (inverted), soil pore water to protected groundwater, user data

Utspädningsfaktor (inver-terad) porvatten – skydds-värt grundvatten, använ-dardata

– S

ymix-protect – Width of mixing zone, protected groundwater

Blandningszonens bredd, skyddsvärt grundvatten

m B

Transport model 4: To surface water

Transportmodell 4: Till ytvatten

Qsw Qsw / Qytv Water flow rate in surface water

Vattenföring i rinnande vattendrag

m3/s S

Vlake Vsw / Vsjö Volume of lake Sjövolym m3 S

tlake – Turnover time of the lake Sjöns omsättningstid a S

Qgw-out Qdi Outflow rate of contaminated groundwater to surface water

Flöde av förorenat grund-vatten till ytvatten

m3/s B

DFsw DFytv Dilution factor, soil pore water to surface water

Utspädningsfaktor porvatten – ytvatten

– B

iDFsw-user – Dilution factor (inverted), soil pore water to surface water, user data

Utspädningsfaktor (inverterad) porvatten – ytvatten, användardata

– S

Transport model 5: To plants Transportmodell 5: Till grönsaker

Kpl Kpl / FFväxt Plant – soil concentration ratio

Växtupptagsfaktor (mg/kg våt-subst.) / (mg/kg jord)

Ä, B

rstem – Dry weight to fresh weight ratio for leafy crops

Förhållande torrvikt–färskvikt, blad- och stjälk-grönsaker

kg/kg M

rroot – Dry weight to fresh weight ratio for root crops

Förhållande torrvikt–färsk-vikt, rotsaker

kg/kg M

BCFstem-d BCFstem Uptake factor for plants – stem, dry plant

Upptagsfaktor stamdelar, torrvikt

(mg/kg torr-subst.) / (mg/kg jord)

Ä

BCFroot-d BCFroot Uptake factor for plants – root, dry plant

Upptagsfaktor rotdelar, torrvikt

(mg/kg torr-subst.) / (mg/kg jord)

Ä

BCFstem-f BCFstem Uptake factor for plants – stem, fresh plant

Upptagsfaktor stamdelar, färskvikt

(mg/kg våt-subst.) / (mg/l por-vatten)

B

BCFroot-f BCFroot Uptake factor for plants – root, fresh plant

Upptagsfaktor rotdelar, färskvikt

(mg/kg våt-subst.) / (mg/l por-vatten)

B


Beteckn. NV 5976



fleaf fleaf Fractional consumption of leaf and stem vegetables

andel konsumtion av blad- och stjälkgrönsaker

– M

froot froot Fractional consumption of root vegetables

andel konsumtion av rotsaker

– M

Ffat_leaf – lipid content leaf vegetables, volume fraction

Volymfraktion fett i växt, bladgrönsaker

m3/m3 M

ρleaf – Bulk density, leaves (wet weight)

Bulkdensitet, blad (våt-vikt)

kg/m3 M

kg_leaf – Rate constant for dilution by growth

Konstant för utspädning p.g.a. tillväxt, blad

d–1 M

Vleaf – leaf volume Bladvolym m3 M

aleaf – leaf area Bladarea m2 M

Qleaf – Transpiration stream, leaf Transpirationsflöde, bladgrönsaker

m3/d M

TSCF – Transpiration stream concen-tration factor

Koncentrationsfaktor för transpiration

–

Fwater, leaf – Water content in leaf vegeta-bles, volume fraction

Volymfraktion vatten i bladgrönsaker

m3/m3

Fwater, root – Water content in root vegeta-bles, volume fraction

Volymfraktion vatten i rotsaker

m3/m3

Kplant-water – Contaminant distribution factor, plant - water

Faktor föroren. fördeln. mellan planta och vatten

(kg/m3 planta)/(kg/m3 vatten)

gleaf – Conductivity plant Konduktans i växt m/d M

bleaf – Correction factor plant lipid/octanol (leaf)

Korrektionfaktor för fett – oktanol, blad

– M

f – Dilution factor soil pore air– ground surface air

Utspädningsfaktor porluft-luft vid markytan

– M

DP – Deposition constant resus-pended soil

Depositionskonstant (resuspenderad jord)

– M

KOW_min – lower limit for calculating K*OW

Undre gräns vid beräkning av KOW*

l/kg M

KOW_max – Upper limit for calculating K*OW

Övre gräns vid beräkning av KOW*

l/kg M

Ffat_root – lipid content root vegetables, volume fraction

Volymfraktion fett i växt, rotsaker

m3/m3 M

ρroot – Bulk density root (wet weight) Bulkdensitet, rot (våtvikt) kg/m3 M

kg+E_root – Sum of elimination constant and growth constant

Konstant för utspädning p.g.a. tillväxt och förlust, rot

d–1 M

Vroot – Root volume Rotvolym m3 M

broot – Correction exponent plant lipid/octanol (root)

Korrektionsfaktor för fett – oktanol, rot

– M


Beteckn. NV 5976



Qroot – Transpiration stream, root Transpirationsflöde i rotsaker

m3/d M

Exposure model 1: Soil intake Exponeringsmodell 1: intag av jord

Ris-long Ris / Rjord average daily soil intake, long-term

genomsnittligt dagligt jordintag, långtidsmedel-värde

mg jord/kg kroppsvikt, d

B

Ris_int Ris / Rjord average daily soil intake, integrated lifetime

genomsnittligt dagligt jord-intag, livstidsmedelvärde


B

Sichild – average daily soil intake, child genomsnittligt dagligt jordintag, barn

mg/d M

Siadult – average daily soil intake, adult genomsnittligt dagligt jordintag, vuxna

mg/d M

mchild – Body weight, child Kroppsvikt, barn kg M

madult – Body weight, adult Kroppsvikt, vuxna kg M

tis-child – Time spent on site, soil intake, child

Vistelsetid för jordintag, barn

d/år S

tis-adult – Time spent on site, soil in-take, adult

Vistelsetid för jordintag, vuxna

d/år S

Tchild – Years of exposure, childhood Exponeringsår som barn år M

Tadult – Years of exposure, adulthood Exponeringsår som vuxen år M

Tint – life time (integration time genotoxic substances)

livslängd (integrationstid genotox-iska ämnen)

år M

Cis Cis / Cjord Reference concentration, intake of soil

Envägskoncentration, intag av jord

mg/kg B

fbio-or BTF Relative bioavailability factor for oral intake

Relativ biotillgänglighets-faktor för oralt intag

– Ä

TDi TRV / RfD Toxicological reference value for non-genotoxic substances, oral intake

Toxikologiskt referensvärde för icke-genotoxiska äm-nen, oralt intag

mg/kg kroppsvikt, d

Ä

RiSKor TRV Risk based daily intake for genotoxic substances, oral intake

Riskbaserat tolerabelt intag, oralt intag

mg/kg kroppsvikt, d

Ä

Exposure model 2: Dermal exposure

Exponeringsmodell 2: Hudkontakt

Rdu-long Rhud average daily dermal expo-sure, long-term

genomsnittligt dagligt hudupptag, lång tids-medelvärde


B

Rdu-int Rhud average daily dermal expo-sure, integrated lifetime

genomsnittligt dagligt hudupptag, livstids-medelvärde


B

SEchild – Soil exposure, child Jordexponering, hud, barn mg/m2 M

SEadult – Soil exposure, adult Jordexponering, hud, vuxen

mg/m2 M

achild – Exposed skin area, child Exponerad hudyta, barn m2 a

aadult – Exposed skin area, adult Exponerad hudyta, vuxen m2 a


Beteckn. NV 5976



tdu-child – Time spent on site, dermal uptake, child

Vistelsetid – hudupptag, barn

d/år S

tdu-adult – Time spent on site, dermal uptake, adult

Vistelsetid – hudupptag, vuxen

d/år S

fdu fdu / fhud Relative absorption factor for dermal uptake

Hudupptagsfaktor – Ä

fbio-du – Relative bioavailability factor for dermal uptake

Relativ biotillgänglighets-faktor för hudupptag

– Ä

Cdu Cdu / Chud Reference concentration, dermal uptake

Envägskoncentration hud-kontakt

mg/kg B

Exposure model 3: inhalation of dust

Exponeringsmodell 3: indandning av damm

Cad Cad annual average concentration in inhaled air

Årlig genomsnittlig kon-centration av förorenat damm i inandningsluft

mg/m3 B

Cd-in – Concentration of respirable dust, indoors

Halt av jordpartiklar i inomhusluft

mg/m3 M

Cd-out – Concentration of respirable dust, outdoors

Halt av jordpartiklar i utomhusluft

mg/m3 M

fdust – Enrichment factor for con-taminated dust compared to average of contaminated soil

anrikningsfaktor halt i partiklar/halt i jord

– m

fd-in – Fraction of dust indoors originating from contaminated area

andel partiklar från för-orenat område i inomhus-luft

– M

fd-out – Fraction of dust outdoors originating from contaminated area

andel partiklar från för-orenat område i utomhus-luft

– M

ft-in-id – Fraction of time spent in-doors, inhalation dust

andel av tiden som till-bringas inomhus, inand-ning av damm

– M

ft-out-id – Fraction of time spent out-doors, inhalation dust

andel av tiden som till-bringas utomhus, inand-ning av damm

– B

fid-exp fexp Fraction of time spent on the site, inhalation dust

andel av tiden som till-bringas på platsen, inand-ning av damm

– B

tid-child – Time spent on site, inhalation dust, child

Vistelsetid – inandning av damm, barn

d/år S

tid-adult – Time spent on site, inhalation dust, adult

Vistelsetid – inandning av damm, vuxen

d/år S

texp – Fraction of time exposure occurs

Tidsfaktor inandning av ångor och damm

– M

Rid-long Rid / Rdamm average daily inhalation of dust, long-term

genomsnittlig daglig inandning av damm, lång-tidsmedelvärde


B

Rid-int Rid / Rdamm average daily inhalation of dust, integrated lifetime

genomsnittlig daglig inandning av damm, livs-tidsmedelvärde


B


Beteckn. NV 5976



BRchild – Breathing rate, child andningshastighet, barn m3/d M

BRadult – Breathing rate, adult andningshastighet, vuxen m3/d M

lRchild – lung retention, child lungretention, barn – M

lRadult – lung retention, adult lungretention, vuxen – M

Cid Cid / Cdamm Reference soil concentration, inhalation of dust

Envägskoncentration, inandning av damm

mg/kg B

fbio-inh BTF Relative bioavailability factor for inhalation of dust

Relativ biotillgänglighets-faktor för inandning av damm

– Ä

RfC RfC Toxicological reference con-centration for non-genotoxic substances, inhalation

Toxikologisk referenskon-centration för icke-geno-toxiska ämnen, inandning

mg/m3 Ä

RiSKinh RfC Risk based concentration for geotoxic substances, inhala-tion

Riskbaserad koncentration för genotoxiska ämnen, inandning

mg/m3 Ä

Exposure model 4: inhalation of vapour

Exponeringsmodell 4: inandning av ånga

ft-in-iv – Fraction of time spent in-doors, inhalation vapour

andel av tid för inom-husvistelse, inandning av ånga

– S

ft-out-iv – Fraction of time spent out-doors, inhalation vapour

andel av tid för utom-husvistelse, inandning av ånga

– B

Riv-long Riv / Rånga average daily inhalation of vapour, long-term

genomsnittlig daglig in-andning av ånga, långtids-medelvärde

(mg jord/kg kroppsv., d)/(g/m3)

B

Riv-int Riv / Rånga average daily inhalation of vapour, integrated lifetime

genomsnittlig daglig in-andning av ånga, livstids-medelvärde

(mg jord/kg kroppsv., d)/(g/m3)

B

fiv-exp fexp Fraction of time spent on the site, inhalation vapour

andel av tid för vistelse på platsen, inandning av ånga

– B

tiv-child – Time spent on site, inhalation of vapour, child

Vistelsetid inandning av ånga, barn

d/a S

tiv-adult – Time spent on site, inhalation of vapour, adult

Vistelsetid inandning av ånga, vuxen

d/a S

Civ Civ / Cånga Reference soil concentration, inhalation of vapour

Envägskoncentration, inandning av ånga

mg/kg B

Exposure model 5: intake of drinking water

Exponeringsmodell 5: intag av dricksvatten

Riw-long Riw / Rgv average daily water consump-tion, long-term

genomsnittlig daglig vat-tenkonsumtion, långtids-medelvärde

dm3/kg kroppsvikt, d

B

Riw-int Riw / Rgv average daily water consump-tion, integrated lifetime

genomsnittlig daglig vat-tenkonsumtion, livstids-medelvärde

dm3/kg kroppsvikt, d

B

WCchild – Water consumption, child Vattenkonsumtion, barn l/d M

WCadult – Water consumption, adult Vattenkonsumtion, vuxen l/d M


Beteckn. NV 5976



Ciw Ciw / Cvatten Reference soil concentration, intake of drinking water

Envägskoncentration, intag av dricksvatten

mg/kg B

Exposure model 6: intake of vegetables

Exponeringsmodell 6: intag av grönsaker

Rig-long Rig-long / Rväxt

average daily consumption of vegetables, long-term

genomsnittlig daglig konsumtion av grönsaker, långtidsmedelvärde

kg grönsaker/kg kropps-vikt, d

B

Rig-int Rig-int / Rväxt

average daily consumption of vegetables, integrated lifetime

genomsnittlig daglig konsumtion av grönsaker, livstidsmedelvärde

kg grönsaker/kg kropps-vikt, d

B

CVchild – Consumption vegetables, child

Konsumtion av grönsaker, barn

kg/d S

CVadult – Consumption vegetables, adult

Konsumtion av grönsaker, vuxna

kg/d S

tig-child – Exposure time intake of vegetables, child

Exponeringstid intag av grönsaker, barn

d/år (M)

tig-adult – Exposure time intake of vegetables, adult

Exponeringstid intag av grönsaker, vuxna

d/år (M)

fh fh Fraction of consumed vegetables grown on the site

andel av konsumerade grönsaker odlande på platsen

– S

fbio-veg – Relative bioavailability factor, intake of vegetables

Relativ biotillgänglighets-faktor för intag av grön-saker

– Ä

Cig Cig / Cväxt Reference soil concentration, intake of vegetables

Envägskoncentration, intag av grönsaker

mg/kg B

Models for ecotoxicological effects in soil

Modell för skydd av mark-miljö

EKM EKM / Emark,

KM

Ecotoxicological guideline in soil, KM

Riktvärde för skydd av markmiljö, KM

mg/kg Ä

EMKM EMKM / Emark, MKM

Ecotoxicological guideline in soil, MKM

Riktvärde för skydd av markmiljö, MKM

mg/kg Ä

Eonsite CEKO-a Reference soil concentration for on-site ecotoxicological effects

Riktvärde för skydd av markmiljö

mg/kg B

Model for protection of groundwater and surface water

Modell för skydd av grund- och ytvatten

Ccrit-gw DWg / Cnorm

Concentration criteria groundwater

Haltkriterium, grundvatten mg/l Ä

Ccrit-sw CWQC / Ckrit

Concentration criteria, surface water

Haltkriterium ytvatten μg/l Ä

CgW – Reference soil concentration for protection of groundwater

Riktvärde för skydd av grundvatten

mg/kg B

Eoffsite Esw / Eytv Reference soil concentration for protection of surface water

Riktvärde för skydd av ytvatten

mg/kg B


Beteckn. NV 5976



guideline calculation and adjustments

Riktvärdesberäkning och justeringar

Cunadj – Unadjusted health value Ojusterat hälsoriskbaserat riktvärde

mg/kg B

Cadj-os – adjusted human health value, other sources

Justerat hälsoriskvärde för exponering från andra källor

mg/kg B

fos – Fraction of TDi or RfC from other sources

andel av TDi eller RfC från andra källor

– Ä

Cadj-acute – adjusted health value, acute effects

Justerat hälsoriktvärde för akuttoxiska effekter

mg/kg B

TDaE – Tolerable dose acute effects Tolerabel dos akuta effekter

mg/kg kroppsvikt

Ä

msmall-child – Weight of small child, acute effect

Kroppsvikt litet barn, akut-toxiska effekter

kg M

mintake – Soil intake, acute effect intag av jord, akuttoxiska effekter

mg M

Cgl-unadj – guideline value health, soil, release

Riktvärde hälsa, mark-miljö, spridning

mg/kg B

Cadj-bc – adjusted value, background concentration

Justerat riktvärde, bak-grundshalt

mg/kg B

Cbc-nat – Natural and diffuse antropo-genic background

Naturlig och diffus antro-pogen bakgrundshalt

mg/kg Ä

Cguideline – Final guideline value Slutligt riktvärde mg/kg B

Chealth – Health risk guideline Hälsoriskbaserat riktvärde mg/kg B

Crelease – Minimum value for conta-minant release (free phase, protection of groundwater and surface water)

lägsta värde för skydd mot spridning (skydd mot fri fas, skydd av grundvatten och ytvatten)

mg/kg B

Concentrations and amounts Koncentrationer och mängder

Creal Cs actual concentration in soil Verklig koncentration i jord mg/kg S

Cw – Concentration in soil pore water derived from actual soil concentration

Koncentration i porvatten, beräknad från verklig koncentration i jord

mg/l B

Cfreephase – limit concentration for occur-rence of free phase

Koncentrationsgräns där fri fas riskerar att före-komma

mg/kg Ä

Cgw-protect – Concentration in protected groundwater, derived from actual soil concentration

Koncentration i skyddat grundvatten, beräknad från verklig koncentration i jord

mg/l B

Cgw-well – Concentration in groundwater well derived from actual soil concentration

Koncentration i grund-vatten (brunn), beräknad från verklig koncentration i jord

mg/l B

Csw – Concentration in surface water derived from actual soil con-centration

Koncentration i ytvatten, beräknad från verklig koncentration i jord

mg/l B


Beteckn. NV 5976



mout – Mass transport by groundwa-ter to surface water, derived from actual soil concentration

Masstransport via grund-vatten till ytvatten, beräk-nad från verklig koncentra-tion i jord

kg/år B

Ca – Concentration in soil pore air derived from actual soil con-centration

Koncentration i porvatten, beräknad från verklig koncentration i jord

mg/m3 B

Cia – Concentration in indoor air derived from actual soil con-centration

Koncentration i inomhus-luft, beräknad från verklig koncentration i jord

mg/m3 B

Coa – Concentration in outdoor air derived from actual soil con-centration

Koncentration i utomhus-luft, beräknad från verklig koncentration i jord

mg/m3 B

Cstem – Concentration in leaf and stem vegetables derived from actual soil concentration

Koncentration i blad- och stjälkgrönsaker, beräknad från verklig koncentration i jord

mg/kg torrsubstans

B

Croot – Concentration in root vegeta-bles derived from actual soil concentration

Koncentration i rotgrönsa-ker, beräknad från verklig koncentration i jord

mg/kg torrsubstans

B

Cif – Concentration in fish derived from actual soil concentration

Koncentration i fisk beräk-nad från verklig halt i jord

mg/kg färskvikt

B

BCFfish – Bioconcentration factor for fish

Biokoncentrationsfaktor för fisk

(mg/kg våt-vikt)/(mg/l)

Ä

ifish – Weight fraction, fat in fish Viktsfraktion fett i fisk (kg fett)/ (kg våtvikt)

M

Bilaga 3 • ModellBeskrivning – MateMatisk Beskrivning av BeräkningsprograM 191

Bilaga 3 Modellbeskrivning – matematisk beskrivning av beräkningsprogram

En modell är en förenklad bild av den komplierade verkligheten


I denna bilaga ges matematiska beskrivningar av beräkningarna i rikt-värdesmodellen. I bilagan refereras till historiken för de ekvationer som används i beräkningsprogrammet. Följande kodbeteckningar används:

Historik A I enlighet med NV rapport 4639 (Naturvårdsverket, 1997b).

Historik B I enlighet med NV rapport 4889 (Naturvårdsverket och SPI, 1998).

Historik C Modifierad i jämförelse med originaldokumentet.

Historik D Har införts vid revidering av beräkningsprogrammet (2005–2008)

Ovanstående referenser för ekvationer anges på följande sätt: Historik ADenna referens gäller för alla ekvationer fram till dess att en ny refe-

rens ges.Observera att de logiska villkor som förekommer i texten endast i ett

fåtal fall finns redovisade i huvudrapporten. Många av de logiska villko-ren som presenteras nedan är ett resultat av önskemål om hur program-met ska fungera. Exempelvis ska programmet kunna hantera alla kom-binationer av förekomst av toxikologiska data i ämnesdatabasen, vilket leder till en stor mängd logiska villkor. I programmet förekommer ytterli-gare ett antal logiska villkor som inte redovisas i texten nedan, främst för att presentera data på ett tydligt sätt för användaren.

Övriga markeringar som används i texten nedan:

Kommentarer markeras med ram.

I den matematiska beskrivningen som följer tilldelas en variabel i vissa fall en kod, enligt följande:

Dessa koder används även i beräkningsprogrammet i Excel men översätts till text som presenteras för användaren.

Kod Redovisad text i beräkningsprogrammet Förklaring

-88 data saknas Nödvändiga data saknas för att kunna beräkna ett resultat för den aktuella variabeln.

-99 inte aktuell Beroende på de platsspecifika val som gjorts, eller det ämne som avses, är denna variabel ointressant.

Exempel 1: Envägskoncentration för intag av grönsaker när denna exponeringsväg valts bort.

Exempel 2: Envägskoncentration för inandning av ånga för zink.


Fördelningsmodell 1: Till porvattenHistorik A

Om oorganiskt ämne:

Felmeddelande för oorganiska ämnen om Kd saknas.

Om organiskt ämne:

Om Kd saknas:

Om Koc saknas:

Om Kd finns: Kd i ämnesdatabasen används.

Historik A, C

Beräkning av föroreningens fördelning mellan löst i porvatten och jord:

Beräkning av halt rörlig förorening i vatten i förhållande till halt löst i vattnet:

KDOC kan ges som en ämnesspecifik parameter, men om inget värde ges beräknas den för organiska föroreningar som:

Observera att enligt ovan så kommer Kd-värden som finns för organiska ämnen i ämnes databasen att användas i första hand. Beräkningen av Kd-värde fyller alltså endast en upp gift om Kd-värde saknas i ämnesdatabasen.

Om Kd finns men önskas ändras kan ett nytt ämne skapas och ett annat Kd-värde anges.


Fördelningsmodell 2: Till porluftHistorik A

Beräkning av föroreningens fördelning mellan porluft och jord:

Transportmodell 1: Till inomhusluftHistorik B, C

Om H finns:

Om inbyggd transportmodell har valts (default):

Diffusiviteten i gasfas beräknas enligt:

Diffusiviteten i vattenfas beräknas enligt:

Den totala ”effektiva” diffusiviteten beräknas enligt:

Utspädningsfaktor inomhus beräknas enligt:

Om H saknas:

Om egen utspädningsfaktor har valts:

Observera att DFia är ämnes-beroende (alltså inte enbart scenario specifik). Detta innebär att om en egen utspädnings-faktor anges så kommer inte ämnets egenskaper att beaktas, utan alla ämnen får samma utspädningsfaktor.


Transportmodell 2: Till utomhusluftHistorik D

Om inbyggd transportmodell har valts (standardfall):


Observera att DFoa är ämnesspecifik, se kommentar på föregående sida.

Transportmodell 3: Till grundvattenBeräkning av utspädningsfaktor från porvatten till grundvatten vid brunn (valfritt avstånd)

Historik A, C

Om inbyggd transportmodell har valts (standardvärde):

Om dmix-well > daq:

Om förorening ovanför grundvattenytan:

Om förorening under grundvattenytan:



Beräkning av utspädningsfaktor från porvatten till skyddsvärt grund-vatten (valfritt avstånd):


Om dmix-protect > daq :

Om förorening ovanför grundvattenytan (standardvärde):




Transportmodell 4: Till ytvattenHistorik A, C


Om rinnande vattendrag valts: Qsw anges som indata.

Om sjö valts:

Om förorening ovanför grundvattenytan:


€

Qgw−out = K ⋅ i ⋅W ⋅ Z f


Transportmodell 5: Till växterHistorik A

Om BCFstem-d och BCFroot-d finns:

där BCFstem-d och BCFroot-d är ämnesspecifika värden från databas.

Om metall:

Om BCFstem-d och/eller BCFroot-d saknas:

Om övrigt oorganiskt ämne:


Annars:


Historik D

Om organiskt ämne:


Om Kow saknas:

Om Kow finns:

där:

Om Kow saknas eller = 0:

Om Kow finns:

Om BCF-värden finns i äm-nesdatabasen så används de i första hand. Om BCF saknas i ämnesdatabasen så beräknas värdena. För metaller måste dock BCF-värden finnas i äm-nesdatabasen, i annat fall be-aktas inte exponeringsvägen. Om BCF finns i ämnesdataba-sen men önskas ändras kan ett nytt ämne skapas med andra BCF-värden angivna.


ExponeringberäkningarI Exponeringsmodell 1 till 6 beräknas exponering till människor från den förorenade marken genom intag av jord, hudkontakt, inandning av damm eller ångor, intag av dricksvatten eller växter.

De variabler som används är:

Ämnesspecifika (t.ex. �� TDI, RfC, RISKor).

Scenariospecifika (t.ex. vistelsetid på området (exponeringstid)).��

Modellspecifika data (t.ex. kroppsvikt, hudexponering för jord, halt ��

inandningsbart damm, m.m.).

Vissa parametrar klassificeras som modellspecifika, men två alternativa scenariospecifika värden ges; ett som motsvarar förhållande vid känslig markanvändning, KM, och ett som motsvarar förhållandena vid mindre känslig markanvändning, MKM. Dessa redovisas i tabellen nedan:

Generellt namn KM-version MKM-version Modell

Sichild Sichild_KM Sichild_MKM EM1

Siadult Siadult_KM Siadult_MKM EM1

achild achild_KM achild_MKM EM2

aadult aadult_KM aadult_MKM EM2

Texp texp_KM texp_MKM EM3, EM4

Tchild Tchild_KM Tchild_MKM EM1-EM6

Tadult Tadult_KM Tadult_MKM EM1-EM6


Exponeringsmodell 1: intag av jordHistorik A

BEräKNiNg av ENvägSKoNcENTraTioN

Historik A, C

Om exponeringsvägen valts:

Om endast TDI finns men RISKor saknas:

Om TDI saknas men RISKor finns:

Om både TDI och RISKor finns:

Om både TDI och RISKor saknas:

Meddelas att exponeringsvägen inte kan beaktas.

Om exponeringsvägen inte valts:

Meddelas att expo-neringsvägen inte är aktuell.

Om division med noll då Cis beräknas:

Meddelas att expo-neringsvägen inte kan beaktas.

Exponerings-modellen har förberetts för att ta hänsyn till bio-tillgänglighet.


Exponeringsmodell 2: Hud kontaktHistorik A


Historik A, C


Om fdu finns:

Om TDI finns men RISKor saknas:

Om TDI saknas men RISKor finns: Om både TDI och RISKor finns:


Meddelas att exponerings- vägen inte kan beaktas.

Om fdu saknas:



Meddelas att exponeringsvägen inte är aktuell.

Om division med noll då Cdu beräknas:

Meddelas att expo- neringsvägen inte kan beaktas.

Exponeringsmodellen har förberetts för att ta hänsyn till biotillgäng-lighet. Den nya faktorn fbio-du har införts som komplement till fdu.


Exponeringsmodell 3: inandning av dammHistorik A, C


Historik A, C


Om RfC finns och RISKinh saknas:

Om RfC saknas men RISKinh finns:

Om både RfC och RISKinh finns:

Om både RfC och RISKinh saknas:

Om TDI finns och RISKor saknas:








Om division med noll då Cid beräknas:


Exponeringsmodell 4: inandning av ångaHistorik A


Historik A, C


Om organiskt ämne eller om H finns:

Om RfC finns och RISKinh finns:

Om RfC finns och RISKinh saknas:

Om RfC saknas men RISKinh finns:

Exponerings-modellen har för-beretts för att ta hänsyn till biotill-gänglighet.


Om både RfC och RISKinh finns:

Om både RfC och RISKinh saknas:






Om oorganiskt ämne och H saknas:




Om division med noll då Civ beräknas:


OBS! Biotillgänglig hets-faktor finns inte medta-gen för denna expone-ringsväg eftersom det rör sig om ångfas där biotill-gängligheten knappast kan variera.


Exponeringsmodell 5: intag av dricksvattenHistorik A


Historik A, C









Om division med noll då Ciw beräknas:


OBS! Biotillgänglig-hetsfaktor finns inte med för denna ex-poneringsväg efter-som det rör sig om vattenfas där den relativa biotillgäng-ligheten kan antas vara 100 %.


Exponeringsmodell 6: intag av växterHistorik A


Historik A, C


Om Kpl finns:

Om endast TDI finns men RISKor saknas:





Om Kpl saknas:




Om division med noll då Cig beräknas:



Modeller av miljöeffekterHistorik A

SKydd av MarKMiljö (oN-SiTE)

Om det aktuella scenariot är ett KM-scenario:

Om EKM finns:

Om EKM saknas:

Meddelas att effekter i markmiljön inte kan beaktas

Om det aktuella scenariot är ett MKM-scenario:

Om EMKM finns:

Om EMKM saknas:

Meddelas att effekter i markmiljön inte kan beaktas

Modell för skydd av grundvatten och ytvattenHistorik D

SKydd av gruNdvaTTEN

Om denna justering har valts:

Om Ccrit-gw finns:

Om Ccrit-gw saknas:

Meddelas att data saknas för justering.

Om denna justering inte har valts:

Meddelas att justering inte är aktuell.

SKydd av yTvaTTEN

Historik A, C

Om Ccrit-sw finns:

Om Ccrit-sw saknas: Meddelas att effekter i ytvatten-miljön inte kan beaktas

OBS! Skydd av ytvatten kommer alltid att beaktas. Den enda möjlig-heten att frångå detta är att defi-niera ett eget ämne där Ccrit saknas.


riktvärdesberäkning och justeringarHistorik A, C

Om Cis > 0:

Om Cis ≤ 0:

Om Cdu > 0:

Om Cdu ≤ 0:

Om Cid > 0:

Om Cid ≤ 0:

Om Civ > 0:

Om Civ ≤ 0:

Om Ciw > 0:

Om Ciw ≤ 0:

Om Cig > 0:

Om Cig ≤ 0:

Beräkning av ojusterat hälsoriskbaserat riktvärde:

juSTEriNg För ExpoNEriNg FråN aNdra Källor

Historik A, C

Om fos finns:

Meddelas att justering för exponering från andra källor har utförts.

Om fos saknas:

Meddelas att justering inte är aktuell.

Ovanstående justering utförs alltid när fos finns tillgänglig.


juSTEriNg För aKuTToxiciTET

Historik A, C


Om TDAE finns:

Om TDAE saknas:

Meddelas att data för justering saknas.


Meddelas att juste-ring inte är aktuell.

riKTvärdE HälSa, Miljö, SpridNiNg (FörE juSTEriNg För BaKgruNdSHalT)

Historik A, C

juSTEriNg För BaKgruNdSHalT

Historik A



Meddelas att juste-ring inte är aktuell.

SluTlig juSTEriNg av riKTvärdE

Meddelas vilken justering som är styrande.


Koncentrationer och mängder BEräKNiNg MEd uTgåNgSpuNKT FråN vErKlig HalT i jord

Historik D

Halt i porvatten: Om division med noll då Cw_por beräknas:

Halt mobilt i porvatten:

Om division med noll då Cw beräknas:

Om skydd av grundvatten valts:

Om skydd av grundvatten inte valts:

Om division med noll då Cgw-protect beräknas:

Om exp.väg ”intag av dricksvatten” valts:

Om exp.väg ”intag av dricksvatten” inte valts:

Om division med noll då Cgw-well beräknas:

Om ”off-site miljöeffekter” kan beräknas (Ccrit-sw finns):

Halt i ytvatten:

Mängd till ytvatten:

Om ”off-site miljöeffekter” inte kan beräknas (Ccrit-sw saknas):

Om division med noll då Csw beräknas:

Om division med noll då mout beräknas:

Halt i porluft:

Om division med noll då Ca beräknas:


Om exp.väg ”inandning av ånga” valts:

Halt i inomhusluft:

Halt i utomhusluft:

Om exp.väg ”inandning av ånga” inte valts:

Om division med noll då Cia beräknas:

Om division med noll då Coa beräknas:

Om exp.väg ”intag av växter” valts:

Halt i blad- och stjälkgrönsaker (torrvikt):

Om BCFstem-d finns:

Om BCFstem-d saknas:

Om metall:

Om icke-metall:

Halt i rotsaker (torrvikt):

Om BCFroot-d finns:

Om BCFroot-d saknas:

Om metall:

Om icke-metall:

Om division med noll då Cstem beräknas:

Om division med noll då Croot beräknas:


Halter i fisk:

Om ”uppskattning av halt i fisk” valts:

Halt i fisk:

Om organiskt ämne:

Om Kow > 106:

Om Kow <= 106:

!

Om oorganiskt ämne (inkl. metall):

Om BCFfish saknas:

! Om BCFfish finns: BCFfish i ämnesdatabasen används.

Om ”uppskattning av halt i fisk” inte valts:

Bilaga 4 Handledning för beräkningsprogram

Åtgärdsmål och riktvärden är två olika saker. Ett åtgärdsmål tar utöver risken också hänsyn till teknik och ekonomi samt all-männa och enskilda intressen.

innehåll

1 InlednIng 219

2 TIllämpnIngar och begränsnIngar 221

3 programbeskrIvnIng 223

3.1 Kalkylblad 223

3.2 Dokumentation 224

3.3 Färgkodning 225

3.4 Hjälptexter 225

3.5 Parametrar 225

3.6 Ämnen 226

3.7 Scenarier 226

3.8 Varningsmeddelanden och annan information 227

3.8.1 inmatning 227

3.8.2 Beräkningsresultat 227

4 koncepTuell modell 229

5 InmaTnIng 231

5.1 Val av generellt scenario 231

5.2 Val av eget scenario 231

5.3 Beskrivning av scenariot 231

5.4 Val av ämnen 232

5.5 Val av exponeringsvägar 232

5.6 Exponeringsparametrar 232

5.7 Jord- och grundvattenparametrar 233

5.8 Förorenat område 234

5.9 Transportmodell – Ånga till inom- och utomhusluft 234

5.10 Transportmodell – grundvatten 235

5.11 Transportmodell – Ytvatten 236

5.12 Transportmodeller – Egna utspädningsfaktorer 236

5.13 Transportmodeller – Beräknade vattenflöden 236

5.14 Skydd av markmiljön 237

5.15 Skydd av ytvatten 237

5.16 Skydd av grundvatten samt justeringar 238

5.16.1 Skydd av grundvatten 238


5.16.2 akuttoxicitet 238

5.16.3 Bakgrundshalt 239

5.17 lägg till, spara eller ta bort scenario 239

6 hanTerIng av ämnes- och modellparameTrar 241

6.1 Skapa, ta bort eller ändra eget ämne 241

6.1.1 Skapa eget ämne 241

6.1.2 Ta bort eget ämne 241

6.1.3 Ändra eget ämne 242

6.2 Ändra modellparameter 243

7 resulTaT av beräknIngarna 245

7.1 Förslag på redovisning 245

7.2 Blad ”Kommentarer” 245

7.3 Blad ”Uttagsrapport” 246

7.3.1 Eget och generellt scenario 246

7.3.2 Beräknade riktvärden 246

7.3.3 avvikelser i inmatningsblad 247

7.3.4 avvikelser i modellparametrar 247

7.3.5 Egendefinierade ämnen 247

7.3.6 Kommentarer 247

7.4 Blad ”avvikelser ämnesdata” 247

7.4.1 lista på avvikelser 248

7.4.2 lista på samtliga ämnesparametrar 248

7.5 Blad ”Riktvärden” 248

7.5.1 Envägskoncentrationer 249

7.5.2 Ojusterat hälsoriskbaserat riktvärde 249

7.5.3 Justeringar 249

7.5.4 Hälsoriskbaserat riktvärde 249

7.5.5 Skydd av markmiljö 249

7.5.6 Spridning 249

7.5.7 Riktvärde hälsa, miljö, spridning 250

7.5.8 Bakgrundshalt 250

7.5.9 avrundat riktvärde 250

7.5.10 Exponeringsvägarnas påverkan på hälsoriskbaserat riktvärde 250

7.6 Blad ”Halter” 251

7.7 Blad ”Valda referenser” 252

8 ÖvrIga kalkylblad 253

8.1 Blad ”generella riktvärden” 253

8.2 Beskrivning av dolda blad 253

9 eTT enkelT exempel 257

bilaga 4 • Handledning för beräkningsprogram 219

För beräkning av riktvärden för förorenad mark har Naturvårdsverket tagit fram en riktvärdesmodell och ett beräkningsprogram. Riktvärdesmodellen beskrivs i huvudrapporten, liksom även generella riktvärden för förorenad mark och vad man bör tänka på vid platsspecifika beräkningar. Denna bilaga utgör handledning för beräkningsprogrammet. Den senaste versionen av beräkningsprogrammet finns att ladda ner från Naturvårdsverkets hemsida www.naturvardsverket.se/ebh.

Läs gärna också rapporterna ”Att välja efterbehandlingsåtgärd. En vägledning från övergripande till mätbara åtgärdsmål” och ”Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning” (Naturvårdsverket 2009b och a i huvudrapporten).

inledning1


Beräkningsprogrammet är utformat för beräkning av riktvärden för förorenad mark. I programmet finns alla de modeller inbyggda som krävs för att beräkna riktvärden i enlighet med Naturvårdsverkets metodik. Den konceptuella (begreppsmässiga) beskrivningen av ett förorenat område omfattas av programmet, men riktvärdesmodellen täcker endast in en del av dessa aspekter. I vissa fall kan det därför vara nödvändigt att göra delar av beräkningarna utanför programmet. Begränsningarna i riktvärdesmodellen beror bland annat på följande:

Urval av och antal exponeringsvägar som riktvärdesmodellen han��

terar är begränsat.

Endast stationära förhållanden hanteras när det gäller utlakning, ��

spridning m.m.

Modellerna för transport och exponeringsberäkningar är relativt ��

enkla.

Modellens hantering av effekterna av flera samtidigt förekommande ��

föroreningar är begränsad.

Innan riktvärdesmodellen används måste en bedömning göras av om förutsättningarna för att använda modellen är uppfyllda i tillräckligt hög grad för att resultaten ska bli relevanta. Detta görs lämpligen genom att kontrollera om de angreppssätt som beskrivs i huvudtexten i denna rapport är realistiska för den aktuella platsen. Detta kräver mycket god kunskap hos användaren. Till hjälp för detta finns även rapporten ”Riskbedömning av förorenade områden” (Naturvårdsverket 2009a i huvudrapporten). Om angreppssätten inte är realistiska för platsen måste en bedömning av riskerna göras på annat sätt.

För att komma igång med beräkningsprogrammet visas ett enkelt exempel i kapitel 9. Observera att detta exempel inte är en handledning i beräkning av platsspecifika riktvärden, utan enbart avser att utgöra en introduktion i hur beräkningsprogrammet används. För att beräkna och använda platsspecifika riktvärden krävs en djup förståelse för, och kunskap om, riskbedömning av förorenade områden.

Beräkningsprogrammet har utvecklats i Microsoft Excel 2003 men även senare Microsoft Excelversioner kan användas. Vissa handhavan

Tillämpningar och 2 begränsningar


den kan dock vara annorlunda i senare versioner jämfört med hur de beskrivs i handledningen. Då hänvisas till hjälpfunktioner i Excel. Viktigt är att beakta följande:

Säkerhetsinställningarna i Excel måste vara sådana att makron tillåts.��

Då beräkningsprogrammet sparas i den nya Excelversionen måste ��

man välja att även spara makron.


Programmet är utformat i Excel och fungerar som ett vanligt Excelkalkylblad. Beräkningarna utförs automatiskt varje gång någon inmatning eller ändring av indata sker. Detta innebär att riktvärden och uttagsrapport alltid är uppdaterade med de senaste ändringarna. Modellen använder dock interna databaser som ställer vissa krav på att ändringar bekräftas. Programmet innehåller ett flertal makron. Därför ska man välja att aktivera makron om en sådan fråga ställs när programmet startas.

Tre olika funktioner finns i programmet:

Utarbetande av konceptuell förorenings och spridningsmodell.��

Beräkning av riktvärden för förorenad mark.��

Beräkning av halter i olika medier utifrån uppmätt halt i jord.��

Riktvärden för förorenad mark samt halter i olika medier kan beräknas för upp till 24 ämnen samtidigt.

Kalkylblad3.1 Nio kalkylblad visas som standard i programmet. Dessa är:

konceptuell modell (kapitel 4) ��

inmatning (kapitel 5 och 6)��

kommentarer (avsnitt 7.2)��

uttagsrapport (avsnitt 7.3)��

avvikelser ämnesdata (avsnitt 7.4)��

riktvärden (avsnitt 7.5)��

halter (avsnitt 7.6)��

valda referenser (avsnitt 7.7)��

generella riktvärden (avsnitt 8.1).��

Programbeskrivning3


Förutom ovanstående kalkylblad finns ytterligare ett antal kalkylblad som är dolda för användaren (kapitel 8). De innehåller modellekvationer, databaser m.m. Två av dessa blad innehåller beräknade envägskoncen-trationer för de generella riktvärdena för känslig markanvändning (KM) respektive mindre känslig markanvändning (MKM).

I den konceptuella exponerings och spridningsmodellen (bladet ”Konceptuell modell”) görs en kvalitativ beskrivning av möjliga föroreningskällor eller förorenade medier, exponerings och spridningsvägar samt skyddsobjekt. All inmatning av data för beräkning av riktvärden sker i bladet ”Inmatning”. I inmatningsbladet hanteras scenarier, egna ämnen m.m. Obligatoriska kommentarer sammanställs i bladet ”Kommentarer”. En sammanfattning av riktvärden och indata redovisas i bladet ”Uttagsrapport”.

Om egna ämnen har skapats kan bladet ”Avvikelser ämnesdata” användas för att redovisa vilka ändringar av ämnesparametrar som gjorts. En detaljerad presentation av beräknade riktvärden, envägskoncentrationer för olika exponeringsvägar, justeringar av riktvärden m.m. ges i bladet ”Riktvärden”. I bladet ”Generella riktvärden” redovisas Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig respektive mindre känslig markanvändning. Kalkylbladet ”Halter” kan användas om man vill tillämpa programmets inbyggda transportmodeller för att bland annat beräkna koncentrationer i olika medier baserat på uppmätta halter i jord.

Samtliga kalkylblad är låsta så att man endast kan ändra data i de vita inmatningscellerna.

Dokumentation3.2 För att kunna följa beräkningarna av riktvärden är det viktigt att alla gjorda antaganden och alla använda data förklaras, motiveras och finns med i dokumentationen (uttagsrapporten m.m.). Alla värden som ändras i bladet ”Inmatning” resulterar i en rödmarkerad rad i bladet ”Kommentarer”. Denna rödmarkering indikerar att ”en kommentar behöver ges med avseende på den förändring som har gjorts i inmatningsbladet”. När kommentaren har skrivits in försvinner den röda markeringen. Kommentaren kommer även att synas i bladet ”Uttagsrapport” tillsammans med en notering om att kommentaren är obligatorisk (obl). Även frivilliga kommentarer kan skrivas in i bladet ”Kommentarer” och kommer på samma sätt med i uttagsrapporten, men då tillsammans med en notering att kommentaren är frivillig (frv).

Det finns två arbetslägen i bladet ”Inmatning” kallade ”Arbetskopia” respektive ”Rapport”. Eventuella utskrifter som sker i arbetsläget ”Arbetskopia” kommer att innehålla texten ”Arbetskopia”. Läget ”Rapport” används när det aktuella scenariot färdigställts med avseende på val av exponeringsvägar, indata med mera i bladet ”Inmatning”. Om kommentarer inte givits för de förändringar i bladet ”Inmatning” som har medfört rödmarkering enligt ovan kommer texten ”Kommentar saknas!” att visas i bladet ”Uttagsrapport”. När kommentarer har skrivits in försvinner denna varning.


Färgkodning3.3 Kalkylblad och enskilda celler har olika färger beroende på funktion. Följande används som bakgrundsfärg för kalkylbladen:

grönt blad inmatning av data

ljusgult blad Hantering av uppgifter i databaser (del av bladet ”inmatning”)

gula blad Presentation av resultat

Vita blad Beräkningsblad (dolda)

Följande färgkodning används för enskilda celler:

Vita celler Celler för inmatning

Brungula celler Data för jämförelse (generella scenarier)

gula celler Presentation av beräkningsresultat

Röda celler Varning för att inmatad data kan ha orealistiskt värde

Rosa celler Celler ihopkopplade mellan bladen ”Konceptuell modell” och ”inmatning”

Vissa celler, eller grupper av celler, i de dolda kalkylbladen har en blå ram. Detta indikerar att dessa cellvärden även används av något annat kalkylblad för beräkningar av riktvärden.

Vid vissa val av parametrar (t.ex. exponeringsvägar) kommer celler att streckmarkeras. Det betyder att de inte behöver fyllas i, eftersom de inte används vid beräkningarna.

Hjälptexter3.4 Hjälptexter finns inlagda på flera ställen i beräkningsprogrammet. Dessa indikeras med en liten röd triangel. Om musmarkören förs över triangeln så visas en hjälptext som förklarar den aktuella parametern.

Parametrar3.5 De parametrar som används i programmet har delats in i tre grupper:

a) scenarioparametrar

b) ämnesparametrar

c) modellparametrar


Syftet med indelningen är att begränsa antalet parametrar som visas för att göra programmet lättare att använda. Avgränsningen mellan scenario parametrar, modellparametrar och ämnesparametrar är i viss utsträckning subjektiv.

a) scenarioparametrar Scenarioparametrar, exempelvis exponeringstider och akviferens hydrauliska konduktivitet, finns med på bladet ”Inmatning” och har markerats med grön bakgrund. Dessa kan behöva ändras då platsspecifika riktvärden ska beräknas. Det är möjligt att spara värdena på scenarioparametrarna under ett scenarionamn som man själv kan välja, se avsnitt 5.3. De så kallade ”exponeringsparametrarna” (avsnitt 5.6) är en delmängd av scenarioparametrarna. Exponeringsparametrarna omfattar dock även de scenariospecifika modellparametrarna, se nedan.

b) ämnesparametrar Ämnesparametrar återfinns i ruta ”Ändra, ta bort eller skapa eget ämne” och är kopplade till ett visst ämne. Exempel är TDIvärden, dricksvattenkriterier samt kemiska och fysikaliska parametrar, som exempelvis Kow. Det är inte möjligt att ändra värdet på en ämnesparameter för de ämnen som ingår som standard i programmet. Däremot kan man skapa ett eget ämne där ämnesparametrarna kan redigeras. Även denna funktion finns på bladet ”Inmatning”, se avsnitt 6.1.

c) modellparametrar Modellparametrar återfinns i ruta ”Ändra modellparametrar”. Dessa bör oftast inte ändras utan kan sägas vara en del av riktvärdesmodellen. Ett exempel på en typisk modellparameter är andningshastigheten för barn (7,6 m3/dag). I enstaka fall kan det vara nödvändigt att ändra även modellparametrar. Då bör tydliga och relevanta skäl för detta redovisas. Ändringar av modellparametrar kan göras längst ned i bladet ”Inmatning”, se avsnitt 6.2.

Observera att en modellparameter som ändras kommer att användas vid alla beräkningar oavsett vilket scenario som valts, det vill säga ändringen påverkar samtliga scenarier. Det finns dock ett viktigt undantag till detta, nämligen de scenariospecifika modellparametrarna. Denna grupp av modellparametrar är en typ av exponeringsparametrar som får olika värde beroende på om scenariot är KM eller MKM, det vill säga parametrarnas värden är beroende av scenariot, till skillnad från övriga modellparametrar.

Ämnen3.6 Det finns ett antal ämnen eller grupper av ämnen inlagda i programmet. Dessutom är det möjligt att definiera egna ämnen. Hur detta görs beskrivs i avsnitt 6.1.

Scenarier3.7 Ett scenario består av en viss kombination av indata till programmet. Det finns två generella scenarier fördefinierade i beräkningsprogrammet. Dessa betecknas KM (Känslig Markanvändning) och MKM (Mindre Känslig Markanvändning), se avsnitt 5.1.


Det är även möjligt att definiera egna scenarier och spara dessa under egna namn (kapitel 6). På så sätt kan inställningarna för riktvärdesberäkningar lagras för olika typer eller varianter av markanvändning m.m. Ett exempel på användning av egna scenarier är att beräkna riktvärden för en annan geologisk miljö än den som används i de generella scenarierna. Detta kan göras genom att ange platsspecifika värden för jordparametrar och parametrar för grundvattentransport.

Varningsmeddelanden och annan information3.8

inmaTning3.8.1

Vid inmatning av data i bladet ”Inmatning” varnar programmet om värden som kan vara orealistiska anges för scenarioparametrarna. Varningen sker genom att inmatningscellen färgas röd. I några fall varnas även för orealistiska kombinationer av indata, till exempel om:

Inmatade värden leder till att den totala porositeten överstiger 0,60 (60 %).��

Den hydrauliska gradienten (�� i) är för hög med hänsyn till den hydrauliska konduktiviteten (K). Varning ges om log(i) > log(K)/3 – 3.

Värden som markerats som orealistiska kan under vissa förutsättningar ändå vara rimliga. Varningen påverkar dock inte beräkningarna, utan är en signal till användaren att kontrollera att indata är korrekta. Varningarna redovisas även i uttagsrapporten med röd färg, se avsnitt 7.3.

Ingen varning ges om orealistiska värden anges för modell och ämnesparametrar. Om en modell eller ämnesparameter ändras är det upp till användaren att bedöma att värdet är realistiskt. Ändringen kommenteras och motiveras då i bladet ”Kommentarer”.

BERÄKningSRESUlTaT3.8.2

Beräkningsresultat presenteras i de fall beräkningar är relevanta och möjliga att genomföra. I övriga fall visas istället textmeddelanden. Tre olika meddelanden kan ges:

ej begr.��

data saknas��

ej aktuell.��

Texten ”ej begr.” anger att koncentrationen i jorden inte är begränsande för den aktuella exponeringsvägen. Detta kan inträffa exempelvis för ämnen med låg giftighet, liten flyktighet eller liten lakbarhet.

Texten ”data saknas” anger att ett värde inte kan beräknas eftersom någon viktig uppgift saknas, exempelvis en ämnesparameter.

Texten ”ej aktuell” anger att beräkningen inte är relevant beroende på de val som gjorts på inmatningsbladet eller i den konceptuella modellen. Ett exempel är envägskoncentrationen för exponeringsvägen ”intag av växter” som är ”ej aktuell” om exponeringsvägen inte har valts i den konceptuella modellen.


Utarbetandet av en konceptuell modell är det första steget i en riskbedömning. Den sammanfattar hur potentiellt miljö och hälsofarliga ämnen från det förorenade området kan nå skyddsobjekten och hur dessa kan exponeras. Den konceptuella modellen kan modifieras och förfinas under projektets gång allteftersom ny information tillkommer. Alla potentiella föroreningskällor, frigörelse och spridningsmekanismer, kontaktmedier, exponeringsvägar och skyddsobjekt bör omfattas av den konceptuella modellen. I bladet ”Konceptuell modell” (Figur 4.1) kan en enkel konceptuell förorenings och spridningsmodell utarbetas som stöd för riskbedömningen. I textrutan ovanför den konceptuella modellen finns en kort beskrivning av syftet med modellen och en hänvisning till rapporten ”Riskbedömning av förorenade områden” (Naturvårdsverket 2009a i huvudrapporten) samt till Naturvårdsverkets hemsida om efterbehandling där vägledande rapporter och den senaste versionen av beräkningsprogrammet finns för nedladdning (www.naturvardsverket.se/ebh).

När beräkningsprogrammet öppnas är samtliga rutor i den konceptuella modellen förkryssade. De rutor som inte är aktuella avmarkeras av användaren och aspekter som inte omfattas av formuläret läggs till under ”Övrigt”. Det finns även möjlighet att kommentera och precisera under vissa av rubrikerna i bladet för den konceptuella modellen, till exempel under ”Miljö – Markekosystem”.

Några rutor på bladet har rödfärgad text, vilket indikerar att dessa val har en direkt koppling till de rosafärgade cellerna i bladet ”Inmatning”, se kapitel 5. Om en ruta med rödfärgad text markeras, till exempel någon av exponeringsvägarna, så sker motsvarande val automatiskt på bladet ”Inmatning”. Även skyddsobjekten ”markekosystem” och ”grundvatten” är på detta sätt kopplade till bladet ”Inmatning”. Det är endast de rutor med röd text i bladet ”Konceptuell modell” som har en direkt inverkan på beräkningarna i riktvärdesmodellen.

Skyddsobjekten ”ytvattenekosystem” och ”ytvatten” beaktas alltid och därför kan dessa skyddsobjekt inte avmarkeras (beräkningsprogrammet hanterar alltid dessa skyddsobjekt). Andra aspekter som beskrivs i den konceptuella modellen och som påverkar riskbilden, men som inte omfattas av beräkningsprogrammet, måste hanteras separat. Detta gäller exempelvis om det finns andra exponeringsvägar än de sex rödfärgade.

Konceptuell modell4


Figur 4.1. Utarbetande av konceptuell förorenings- och spridningsmodell. Rutor med rödfärgad text indikerar sådana val som har en koppling till bladet ”inmatning” och därmed direkt påverkar beräkningarna i programmet.


Val av generellt scenario5.1 Det finns två generella scenarier i programmet:

KM – Känslig markanvändning��

MKM – Mindre känslig markanvändning.��

Man måste alltid ange ett generellt scenario som programmet kan använda för att jämföra indata mot.

De platsspecifika data som matas in kommer att jämföras med det angivna generella scenariot och de indata som avviker från detta redovisas i uttagsrapporten. Detta gör att alla ändringar i förhållande till ett generellt scenario automatiskt dokumenteras. Förändringar kommenteras också i bladet ”Kommentarer”.

Val av generellt scenario görs med rullningslist på bladet ”Inmatning” (Figur 5.1) i rutan ”Val av generellt scenario”. När ett generellt scenario väljs visas de generella scenarioparametrarna i de brungula cellerna på bladet ”Inmatning”. Värden i dessa celler kan inte ändras och används inte vid beräkningarna, utan visas endast som information och jämförelse.

Val av eget scenario5.2 Nästa steg är att välja vilket scenario man vill utgå från när man matar in sina platsspecifika uppgifter. Det utförs genom att antingen välja något av de generella scenarierna eller ett scenario som man själv skapat och tidigare sparat. Val av scenario görs med rullningslist i rutan ”Val av eget scenario” på bladet ”Inmatning” (Figur 5.1).

När man väljer ett scenario hämtas alla scenarioparametrar och visas i de vita cellerna på bladet ”Inmatning”. Man kan därefter ändra de uppgifter man önskar. Data i de vita cellerna används vid beräkning av det platsspecifika riktvärdet.

Beskrivning av scenariot5.3 All inmatning av data sker för ett visst scenario. Det är lämpligt att börja inmatningen med att ge scenariot ett eget namn så att det kan sparas i

inmatning5


data basen, se kapitel 6. Då ett av de två generella scenarierna laddas in (se ovan) kommer det egna scenariots namn att vara ”– namnlöst –”. Detta bör ändras till ett lämpligt namn för det scenario som skapas (Figur 5.1).

En kort beskrivning av scenariot kan även skrivas in i rutan ”Beskrivning av scenariot”. Beskrivningen kan bestå av maximalt fyra rader med cirka 50 tecken per rad (Figur 5.1). Denna beskrivning kommer att sparas tillsammans med övriga data för scenariot.

Viktigt: Glöm inte bort att spara scenariot, se avsnitt 5.17. När ändringar görs i scenariot måste scenariot sparas på nytt för att ändringarna ska lagras.

Val av ämnen5.4 De ämnen som ska ingå i beräkningarna väljs på bladet ”Inmatning” med hjälp av rullningslister i rutan ”Val av ämnen” (Figur 5.1). Både fördefinierade ämnen och egna ämnen kan väljas. Egna ämnen som lagts till placeras efter de fördefinierade på rullningslisterna.

Notera att valda ämnen inte är en del av scenariot utan är gemensamma för alla scenarier i programmet.

Val av exponeringsvägar5.5 I programmet finns sex fördefinierade exponeringsvägar för beräkning av riktvärden (Figur 5.2). Utöver dessa kan också en uppskattning av föroreningshalt i fisk väljas, men denna exponeringsväg ingår inte i det beräknade riktvärdet. De exponeringsvägar som inte är aktuella avmarkeras i bladet ”Konceptuell modell”. I bladet ”Inmatning” visas de valda exponeringsvägarna (rosa celler), men själva valet görs i den konceptuella modellen, detta för att tydliggöra att en förändring i valda exponeringsvägar måste grundas på en förändring i den konceptuella modellen.

Exponeringsparametrar5.6 Exponeringsparametrarna används för att beräkna människans exponering via de valda exponeringsvägarna. Separata exponeringstider kan anges för barn och vuxna för de olika exponeringsvägarna (Figur 5.3). Exponeringstiden avser det antal dagar per år som exponering sker. För exponeringsvägarna ”inandning av damm” samt ”inandning av ånga”

Figur 5.1. Val av scenario och ämnen på bladet ”inmatning”.


finns även exponeringsparametern ”andel inomhusvistelse”. Denna parameter anger hur stor andel av tiden som tillbringas inomhus. Resterande andel antas som utomhusvistelse.

För exponeringsvägen ”intag av växter” används istället intagets storlek som exponeringsvariabel. Eftersom endast växter som vuxit på området beaktas, anges den andel av det totala intaget växter som kommer från området.

I vissa fall skiljer sig parametrarna i riktvärdesmodellen åt beroende på om grundscenariot är KM eller MKM. Därför ska man under ”Scenariospecifika modellparametrar” i bladet ”Inmatning” välja om KMvärden eller MKMvärden ska användas i beräkningarna (Figur 5.2). Ett exempel på en sådan scenariospecifik modellparameter är hur stor andel av tiden (dygnet) som exponering för damm eller ångor sker de dagar man vistas på platsen (modellparametern ”Tidsfaktor inandning av ångor och damm”).

Jord- och grundvattenparametrar5.7 I rutan ”Jord och grundvattenparametrar” ska fem parametrar anges (Figur 5.4), dessa är:

halt löst/mobilt organiskt kol i grundvatten (DOC)��

torrdensitet��

halt organiskt kol i jorden��

vattenhalt��

andel porluft.��

Den totala porositeten räknas ut med hjälp av vattenhalt och andel porluft och visas i en gul cell.

Figur 5.2. Val av exponeringsvägar på bladet ”inmatning” (avsnitt 5.5).

Figur 5.3. Exponerings parametrar på bladet ”inmatning” (avsnitt 5.6).


Förorenat område5.8 Storleken på det förorenade markområdet definieras genom att man anger områdets längd och bredd i rutan ”Förorenat område” (Figur 5.4). Dessa data används för beräkning av utspädning till grundvatten och ytvatten.

Möjligheten finns att beräkna riktvärdet för förorening i jorden under grundvattenytan. Detta alternativ väljs genom att markera kryssrutan i rutan ”Förorenat område”. Valet påverkar enbart spridningen till grundvatten och ytvatten. Den enda exponeringsväg för människor som påverkas av detta val är intag av dricksvatten från en brunn. I detta fall behöver även föroreningens mäktighet under grundvattenytan anges, det vill säga tjockleken på det förorenade jordlager som ligger under grundvattenytan. Den mäktighet som anges måste vara större än noll, men mindre än akviferens mäktighet. I de generella scenarierna (KM, MKM) tas ingen särskild hänsyn till förorening under grundvattenytan.

Transportmodell 5.9 – Ånga till inom- och utomhusluft

I rutan ”Transportmodell – Ånga till inom och utomhusluft” anges fyra parametrar för beräkning av utspädning från porluft till inomhusluft (Figur 5.4). Dessa är:

luftvolym inne i byggnad��

luftomsättning i byggnad��

yta under byggnad, det vill säga husgrundens area��

djup till föroreningen.��

Djup till föroreningen avser det vertikala avståndet från nederkanten av dräneringslagret under hus till föroreningen. Om beräkningen avser mark utan hus ska istället djupet från markytan till föroreningen anges. I det senare fallet används uppgiften för att beräkna utspädningen från porluft till utomhusluft. Ångtransport till utomhusluft är endast nödvändig att beakta om exponeringsparametern ”andel inomhusvistelse” (avsnitt 5.6) är mindre än 1. Om värdet är 1, det vill säga 100 procent, beaktas inte utomhusexponering för ånga.

Utspädningen från porluft till inomhusluft respektive till utomhusluft beräknas automatiskt av programmet och visas i de gula cellerna (Figur 5.4). Eftersom utspädningen är ämnesspecifik måste man välja för vilket ämne som utspädningsfaktorerna ska visas för. Ämne väljs med rullningslisten till höger om den gula cellen. Man kan välja att visa utspädningsfaktorn för något av de ämnen som tidigare valts enligt avsnitt 5.4. Observera att valet av ämne inte påverkar beräkningarna utan bara vad som visas i de gula cellerna.

Utspädningen anges som hur många gånger halten i porluften späds ut när föroreningen når inomhusluft respektive utomhusluft, det vill säga 1/DF enligt definition i modellbeskrivningen.


Transportmodell – grundvatten5.10 För Tranportmodell – Grundvatten anges följande fem parametrar (Figur 5.4):

grundvattenbildning��

hydraulisk konduktivitet��

hydraulisk gradient��

akviferens mäktighet��

avstånd till brunn.��

Grundvattenbildningen avser den del av nederbörden som infiltrerar och bildar grundvatten. Den kan beräknas som nederbörd minus ytavrinning, dräneringsflöden, avdunstning och transpiration via växter. Den hydrauliska konduktiviteten avser här konduktiviteten i horisontell riktning. Akviferens mäktighet avser den vattenförande zonens tjocklek. Om denna inte är känd kan ett ungefärligt värde anges. Avståndet till dricksvattenbrunn måste anges om exponeringsvägen ”intag av dricksvatten” har valts. Programmet beräknar utspädningen från porvatten till grundvatten vid brunnen och resultatet visas i en gul cell, ”Utspädning till grundv. (brunn)” (Figur 5.4). Det värde som presenteras motsvarar 1/DF enligt modellbeskrivningen.

Figur 5.4. Val och inmat-ning av parametervärden på bladet ”inmatning”.


Transportmodell – Ytvatten5.11 Transportmodellen för ytvatten avser antingen sjö eller rinnande vattendrag (Figur 5.4). Valet görs i rutan ”Transportmodell – Ytvatten”. Om sjö väljs så ska sjöns volym och omsättningstid anges. Om rinnande vattendrag väljs så ska flödet i vattendraget anges. Programmet beräknar automatiskt utspädningen från porvatten till ytvatten och resultatet visas i en gul cell i ruta ”Transportmodell – Ytvatten” (Figur 5.4). Det värde som presenteras motsvarar 1/DF enligt modellbeskrivningen.

Transportmodeller – Egna utspädningsfaktorer5.12 I rutan ”Transportmodeller – Egna utspädningsfaktorer” kan egna beräknade utspädningsfaktorer direkt anges, i de fall de bättre speglar de platsspecifika förhållandena (Figur 5.4). Den egenhändigt beräknade utspädningsfaktorn används då av programmet istället för den inbyggda transportmodellen. Följande egna utspädningsfaktorer kan anges för de olika transportmodellerna:

utspädning från porluft till inomhusluft��

utspädning från porluft till utomhusluft��

utspädning från porvatten till grundvatten (brunn)��

utspädning från porvatten till ytvatten.��

Utspädningsfaktorn ska anges som hur många gånger porluft eller porvatten späds ut innan det når aktuellt kontaktmedium. Detta värde motsvarar 1/DF enligt modellbeskrivningen. Motiv och metod för beräkning av egna utspädningsfaktorer bör dokumenteras.

I de brungula cellerna för generellt scenario anges de inbyggda modellernas utspädning för det generella scenario som valts. Observera att utspädningen från porluft till inomhusluft respektive utomhusluft är ämnesberoende om den inbyggda transportmodellen används. De värden som redovisas i de bruna cellerna för det generella scenariot är därför ungefärliga värden. Om en egen utspädningsfaktor används kommer samma utspädning från porluft till inomhusluft respektive utomhusluft att användas för alla flyktiga ämnen.

Transportmodeller – Beräknade vattenflöden5.13 Beräkningsprogrammet beräknar vattenflödet genom de förorenade jordmassorna samt vattenflödet i akviferen. Resultaten visas i rutan ”Transportmodeller – Beräknade vattenflöden” i två gula celler och i enheten m3/år (Figur 5.4). Resultatet visas för att användaren ska kunna säkerställa att vattenflödet genom den förorenade jorden är mindre än flödet i akviferen. Akviferen måste kunna ta emot den vattenmängd som strömmar genom den förorenade jorden, annars blir beräkningarna orimliga. Ett skäl till orimliga värden på vattenflödena kan vara att en orimlig kombination av indata matats in.


Skydd av markmiljön5.14 Två olika uppsättningar av ämnesspecifika värden finns i modellen för skydd av markmiljön inom det förorenade området:

Skydd av markmiljö, KMvärde – känslig markanvändning ��

[mg/kg] – EKM

Skydd av markmiljö, MKMvärde – mindre känslig markanvänd��

ning [mg/kg] – EMKM.

Användaren måste välja vilken uppsättning av dessa värden som ska användas av programmet för att skydda markmiljön på platsen (Figur 5.5). Det görs i rutan ”Skydd av markmiljö”. Om andra värden ska användas måste ett eget ämne först skapas enligt avsnitt 6.1. Därefter kan KM eller MKMvärdet för det egna ämnet ändras till det önskade.

Om markmiljön avmarkerats i den konceptuella modellen kommer värdet för Skydd av markmiljö inte att inverka på det beräknade sammanvägda riktvärdet för hälsa och miljö. En avmarkering sker då automatiskt även i inmatningsbladet (rosa cell).

Skydd av ytvatten5.15 Skydd av akvatiskt liv i ytvatten beaktas alltid av programmet. Inga uppgifter behöver anges på bladet ”Inmatning”. Nivån på skyddet styrs av ämnesparametern ”Haltkriterium för skydd av ytvatten” (Ccrit-sw).

Om andra kriterier än de generella används för skydd av ytvatten måste ett eget ämne skapas, varefter ämnesparametern ”Haltkriterium för skydd av ytvatten” kan ändras.

Figur 5.5. Val av värde för skydd av markmiljö, skydd av grundvatten samt justeringar av riktvärde på bladet ”inmatning”.


Skydd av grundvatten samt justeringar5.16 Två justeringar av riktvärdet kan göras i bladet ”Inmatning” i rutan ”Skydd av grundvatten samt justeringar” (Figur 5.5). Dessa är:

justering för akuttoxicitet��

justering för bakgrundshalt. ��

Dessa kan påverka det riktvärde som beräknas i kolumnen ”Avrundat riktvärde (mg/kg)” i bladet ”Riktvärden”.

I rutan finns även en kryssruta som är markerad om ”Grundvatten” har valts som skyddsobjekt i den konceptuella modellen.

SKYDD aV gRUnDVaTTEn5.16.1

Justering för skydd av grundvatten görs om grundvatten valts som skyddsobjekt i den konceptuella modellen. Valet görs alltså i bladet ”Konceptuell modell” men kryssrutan på bladet ”Inmatning” markeras/avmarkeras då automatiskt (rosa cell). Avsikten med valet är att halterna i grundvattnet inte ska överskrida haltkriteriet för skydd av grundvatten.

Det horisontella avståndet från det förorenade området till det grundvatten som ska skyddas anges under ”Skydd av grundvatten – Utspädning” (Figur 5.5). Observera att detta avstånd kan vara detsamma som avståndet till en brunn, men det behöver inte vara samma avstånd. Om man exempelvis vill skydda grundvattnet inom det förorenade området kan avståndet sättas till 0 m, även om en brunn ligger 500 m bort. Om grundvattenskydd valts sker justeringen av riktvärdet automatiskt utifrån ämnesparametern ”Haltkriterium för skydd av grundvatten” (Ccrit-gw) för ämnet ifråga.

Det kan finnas orsak att ange andra kriterier för skydd av grundvatten. I detta fall måste man först skapa ett eget ämne, för vilken ämnesparametern ”Haltkriterium för skydd av grundvatten” ändras till det värde som ska gälla.

Programmet beräknar automatiskt utspädningen från porvatten till det grundvatten som ska skyddas och presenterar resultatet i en gul cell (Figur 5.5). Det värde som presenteras motsvarar 1/DF enligt modellbeskrivningen. Genom att markera kryssrutan ”Egen utspädning” kan man istället för den inbyggda modellen använda en egen utspädningsfaktor, se avsnitt 5.12.

aKUTTOxiCiTET5.16.2

Justering för akuttoxicitet kan utföras. Det gör man genom att markera ”Justering för akuttoxicitet” i rutan ”Skydd av grundvatten samt justeringar” (Figur 5.5). Detta ger en begränsning av riktvärdet så att den tolerabla dosen för akuta effekter inte överskrids när ett barn äter jord. Vilken grad av påverkan justeringen får beror på värdet av ämnesparametern ”Tolerabel dos, akuta effekter” (TDAE) för det aktuella ämnet. Fördefinierade ämnen som för närvarande kan justeras för akuttoxicitet i beräkningsprogrammet är arsenik och cyanid.


BaKgRUnDSHalT5.16.3

I riktvärdesmodellen kan man välja att göra en justering så att det beräknade riktvärdet inte blir lägre än bakgrundshalten orsakad av naturlig förekomst eller diffus antropogen spridning. Det utförs genom att man markerar kryssrutan ”Justering för bakgrundshalt” i rutan ”Skydd av grundvatten samt justeringar” (Figur 5.5). Notera att ämnesparametern ”Bakgrundshalt” avser en bakgrundshalt baserad på data från hela landet. Detta medför att bakgrundshalterna på en specifik plats kan avvika från den bakgrundshalt som finns i modellen. Om man istället för den nationella bakgrundshalten för ett ämne vill använda ett lokalt framtaget värde måste först ett eget ämne skapas, se avsnitt 6.1. Därefter kan ämnesparametern ”Bakgrundshalt” för det nya ämnet ändras till det önskade.

lägg till, spara eller ta bort scenario5.17 När alla scenarioparametrar enligt avsnitten 5.3 till 5.16 angetts har hela scenariot definierats. För att lägga till ett scenario namnges scenariot först i rutan ”Beskrivning av scenariot”, se avsnitt 5.3. Därefter kan scenariot läggas till och alla scenarioparametrar sparas då tillsammans med scenarionamnet. Detta görs genom att trycka på knappen ”Lägg till nytt/spara scenario” (Figur 5.6).

Det är även möjligt att ändra data i ett befintligt scenario och därefter spara det med samma namn. Eftersom endast ett scenario kan finnas med samma namn så kommer det gamla scenariot att skrivas över med nya data när man trycker på knappen ”Lägg till/spara scenario”. Det är således nödvändigt att trycka på denna knapp när man gjort ändringar i scenariot, annars sparas dessa inte i den interna databasen.

För att ta bort ett scenario gör man följande:

Välj det scenario som ska tas bort med hjälp av rullningslist i ru��

tan ”Lägg till, spara eller ta bort scenario” (Figur 5.6). Observera att de två generella scenarierna (KM och MKM) inte kan tas bort.

Tryck på knappen ”Ta bort scenario”. Namnet på scenariot kom��

mer då att försvinna från rullningslisten som bekräftelse på att scenariot tagits bort.

Figur 5.6. lägg till, spara eller ta bort scenario på bladet ”inmatning”.


Skapa, ta bort eller ändra eget ämne6.1 SKaPa EgET ÄmnE6.1.1

I programmet finns ett antal fördefinierade ämnen eller ämnesgrupper. Ämnesparametrarna för dessa ämnen är låsta och kan inte ändras. Däremot är det möjligt att skapa egna ämnen vars parametrar går att ändra. Totalt kan 50 stycken egna ämnen läggas till. För att skapa ett nytt ämne gör man följande:

Välj ett befintligt, fördefinierat ämne som du vill utgå ifrån. För��

definie rade ämnen väljs i ämneslistan under rullningslist i rutan ”Skapa, ta bort, eller ändra eget ämne” (Figur 6.1). Parametervärden för detta ämne kommer att föras över till det nya ämne som skapas. Om man istället vill skapa ett ämne helt utan parametervärden väljer man ”Inget ämne” som finns sist i ämneslistan.

Ange ett namn på det egna ämne du vill skapa i rutan ”Ange namn ��

på eget ämne” och tryck ”ENTER”. Om ett namn som redan finns anges, till exempel ”Arsenik”, kommer ändelsen ”mod” (förkortning av modifierad) automatiskt att läggas till så att det nya namnet blir ”Arsenikmod”.

Tryck på knappen ”Skapa ämne”. Ett nytt ämne skapas och läggs ��

till i ämneslistan.

Om ett eget ämne skapas för att använda i beräkningarna så glöm inte att också välja detta ämne med rullningslisterna i bladet ”Inmatning” (Figur 5.1), enligt avsnitt 5.4.

Egna ämnen som används i beräkningarna kommer automatiskt att redovisas på bladet ”Uttagsrapport”.

Ta BORT EgET ÄmnE6.1.2

Egna ämnen kan tas bort, till skillnad från fördefinierade ämnen. Gör då följande:

Välj det ämne som ska tas bort, med hjälp av rullningslist i bladet ��

”Inmat ning”, i rutan ”Skapa, ta bort, eller ändra eget ämne” (Figur 6.1).

Hantering av ämnes- 6 och modellparametrar


Tryck på knappen ”Ta bort ämne”. Namnet kommer då att försvin��

na från rullningslisten som bekräftelse på att ämnet tagits bort.

ÄnDRa EgET ÄmnE6.1.3

Ämnesparametrar kan ändras för egna ämnen som skapas, men inte för de fördefinierade ämnena. Observera att om en ämnesparameter ändras så kommer denna ändring att gälla för alla scenarier där ämnet används.

För att ändra ämnesdata för ett eget ämne gör man följande i rutan ”Skapa, ta bort, eller ändra eget ämne” i bladet ”Inmatning” (Figur 6.1):

Använd rullningslisten ”Välj eget ämne som ska ändras” för att ��

välja det egna ämne där ändringar ska göras.

Välj sedan den ämnesparameter som ska ändras med hjälp av rull��

ningslisten ”Välj ämnesparameter”.

Redigera ämnesparameterns värde och tryck ”ENTER”.��

Efter att ämnesparametern har redigerats ska parametervärdet kopplas till en referens. Detta gör man genom att antingen välja en redan skapad referens eller genom att först skapa en ny referens och därefter välja denna. Om det egna ämnet baserats på ett befintligt ämne syns ursprungsreferensen för det befintliga ämnet i cellen ”Referens”. Om det egna ämnet inte baserats på något befintligt ämne är rutan tom. För att skapa en ny referens som kan väljas i rullningslisten med referenser görs följande:

Välj en tom position i rullningslisten ”Referens”.��

Skriv in referensen till det nya parametervärdet i rutan ”Redigera ��

referens”.

Figur 6.1. Hantering av egna ämnen samt modell parametrar på bladet ”inmatning”.


Tryck på knappen ”Spara referens”. Texten ”Sparat!” visas som ��

bekräftelse.

Se till att rätt referens är vald i rullningslisten ”Referens” och tryck ��

på knappen ”Spara ändring”. Texten ”Sparat!” visas som bekräftelse.

I och med att referensen har skrivits in kommer denna att läggas till i referenslistan i bladet ”Valda referenser”, där referenserna till alla ämnesparametrar finns med. Om en ämnesparameter ändras kan ursprungsreferensen inte väljas.

När man trycker på knappen ”Spara ändring” så sparas endast den valda ämnesparametern. Om man inte trycker på ”Spara ändring” och sedan väljer en ny ämnesparameter så kommer inte ändringen att ha någon effekt. Om flera ämnesparametrar ska ändras måste man således trycka på ”Spara ändring” efter varje ändrad parameter.

Ändra modellparameter6.2 Samtliga modellparametrar kan ändras. Eventuella ändringar bör motiveras väl och dokumenteras. En ändring kommer att påverka alla scenarier, varför man bör iaktta försiktighet vid ändring av modellparametrar.

För att ändra en modellparameter gör man följande:

Välj den modellparameter som ska ändras i bladet ”Inmatning”. ��

Valet görs med rullningslist i rutan ”Ändra modellparameter” (Figur 6.1).

Redigera modellparameterns värde och tryck ”ENTER”. ��

Standardvärdet för parametern visas i cellen ovanför så att man lätt ska kunna återställa ursprungligt värde.

Tryck på knappen ”Spara ändring”. Texten ”Sparat!” visas som be��

kräftelse på att ändringen är införd.

Ändringar av modellparametrar kommer automatiskt att redovisas på bladet ”Uttagsrapport”. Motivering och referens till det ändrade värdet skrivs in i bladet ”Kommentarer”, se avsnitt 7.2. Knappen ”Återställ alla” återställer alla modellparametrar till ursprungsvärdena för det valda generella scenariot.


Förslag på redovisning7.1 När programmet används för att beräkna platsspecifika riktvärden ska den konceptuella modellen, de indata som används samt beräkningsresultaten redovisas. Följande uppgifter bör redovisas i en riskbedömning i vilken detta beräkningsprogram används:

bladet ”Konceptuell modell”��

bladet ”Uttagsrapport”��

bladet ”Avvikelser ämnesdata” (endast om ett eller flera egendefi��

nierade ämnen används)

bladet ”Valda referenser” (endast om ett eller flera egendefinierade ��

ämnen används).

I många fall är det även lämpligt att bladet ”Riktvärden” redovisas, eftersom det där tydligt framgår vad som påverkar respektive inte påverkar riktvärdet. Bladet ”Halter” redovisas i de fall koncentrationer i olika medier har beräknats baserat på uppmätta halter i jord. Bladet ”Inmatning” behöver inte redovisas eftersom motsvarande information finns i uttagsrapporten.

Val av generellt scenario samt de ändringar som görs bör motiveras väl och dokumenteras i en skriftlig rapport. Motiveringar krävs även i de kommentarfält som finns i bladen ”Kommentarer” (redovisas i uttagsrapporten) och ”Avvikelser ämnesdata”.

Blad ”Kommentarer”7.2 På detta blad kan kommentarer skrivas in, text som sedan visas i uttagsrapporten, se nedan. Kommentarer kan ges för beräknade riktvärden, scenarioparametrar, modellparametrar samt egendefinierade ämnen. Rödmarkering anger att en kommentar krävs (obligatorisk). Rödmarkeringen försvinner när text matas in i kommentarfältet.

Resultat av 7 beräkningarna


Blad ”Uttagsrapport”7.3 I bladet ”Uttagsrapport” (Figur 7.1) redovisas en sammanställning av beräknade riktvärden samt de viktigaste uppgifterna som ligger till grund för dessa. De uppgifter som presenteras i uttagsrapporten är följande:

namn på ”Eget scenario”��

riktvärden��

avvikelser i det egna scenariot jämfört med det valda generella ��

scenariot

avvikelser i modellparametrar��

egendefinierade ämnen��

egna kommentarer som skrivits in i bladet ”Kommentarer”.��

Dessutom kan ytterligare kommentarer bifogas uttagsrapporten, se avsnitt 8.2.

EgET OCH gEnEREllT SCEnaRiO7.3.1

Namnet på det egna scenariot redovisas i uttagsrapporten. Dessutom anges vilket generellt scenario som använts, se avsnitt 5.1.

BERÄKnaDE RiKTVÄRDEn7.3.2

Beräknade riktvärden redovisas för alla ämnen som valts på bladet ”Inmatning”. Dessutom visas vad som är styrande för respektive riktvärde. Endast de justerade och avrundade riktvärdena redovisas. Riktvärdena har avrundats med en särskild algoritm så att riktvärdet blir en jämn tiopotens av något av följande tal: 10, 12, 15, 18, 20, 25, 30, 35, 40, 50, 60, 70 och 80.

Figur 7.1. Exempel på uttagsrapport.


aVViKElSER i inmaTningSBlaD7.3.3

Under rubriken ”Avvikelser i inmatningsblad” redovisas skillnaderna i parametervärden (scenarioparametrar) mellan det egna scenariot och det generella scenariot. Detta gör det möjligt att identifiera vilka avvikelser som finns i förhållande till ett generellt scenario, till exempel KM. Om inga avvikelser finns visas texten: ”Inga avvikelser i inmatningsbladet. De två scenarierna är identiska”.

aVViKElSER i mODEllPaRamETRaR7.3.4

Under rubriken ”Avvikelser i modellparametrar” redovisas eventuella ändringar av modellparametrarna. Egna värden och standardvärden visas, så att avvikelserna tydligt ska framgå. Om inga avvikelser finns så visas texten: ”Inga avvikelser i modellparametrar”.

EgEnDEFiniERaDE ÄmnEn7.3.5

Eventuella egendefinierade ämnen som använts listas under rubriken ”Egendefinierade ämnen”. Ämnesparametrarnas värden för de egna ämnena kan redovisas med hjälp av bladet ”Avvikelser ämnesdata”, se avsnitt 7.4. Om inga egendefinierade ämnen används vid beräkningarna så kommer följande text att visas: ”Inga egendefinierade ämnen används”.

KOmmEnTaRER7.3.6

Till höger om avvikelser m.m. som listas, redovisas de egna obligatoriska (obl) respektive frivilliga (frv) kommentarer som skrivits in i bladet ”Kommentarer”. Om arbetsläge ”Rapport” har valts på inmatningsbladet så kommer varningen ”Kommentar saknas!” att visas där det saknas en obligatorisk kommentar. När kommentarerna har skrivits in i bladet ”Kommentarer” försvinner denna varning.

Blad ”avvikelser ämnesdata”7.4 Kalkylbladet ”Avvikelser ämnesdata” är till för att dokumentera ändringar i ämnesparametrar för egna ämnen som lagts till. Bladet kan användas till följande två saker:

Visa en lista på avvikelser mellan ett egendefinierat och ett fördefini��

erat ämne (Figur 7.2)

Visa en lista med samtliga ämnesparametrar för ett ämne.��

Figur 7.2. Exempel på redovisning av avvikelser i ämnesdata.


liSTa PÅ aVViKElSER7.4.1

Om man skapat ett eget ämne med utgångspunkt från ett fördefinierat ämne är det nödvändigt att lista vilka avvikelser som gjorts. Till exempel kan man utgå från Arsenik och skapa ett eget ämne som man kallar Arsenikmod. Därefter redovisar man vilka ändringar i parametervärden som gjorts för det egna ämnet. Redovisningen görs på följande sätt:

Välj det egna ämnet på den övre rullningslisten ”Eget ämne” i ��

bladet ”Avvikelser ämnesdata”.

Välj det fördefinierade ämnet på den undre rullningslisten ��

”Fördefinierat ämne”.

Avvikelserna mellan de två ämnena redovisas då i en tabell. Till höger om tabellen finns plats att skriva ner egna kommentarer (vita celler, se Figur 7.2). Observera att kommentarerna ligger kvar även om nya ämnen väljs och inte sparas när ett scenario sparas. För att radera kommentarerna, tryck på knappen ”Radera kommentarer”.

liSTa PÅ SamTliga ÄmnESPaRamETRaR7.4.2

Om man skapat ett helt nytt ämne som inte finns fördefinierat bör samtliga ämnesparametrar redovisas. Detta görs på följande sätt:

Välj det egna ämnet på den övre rullningslisten ”Eget ämne”.��

Välj ”Inget ämne” längst ner på den undre rullningslisten ��

”Fördefinierat ämne”.

Samtliga parametrar, förutom de parametrar som saknar värden, kommer då att visas i en tabell.

Blad ”Riktvärden”7.5 På bladet ”Riktvärden” sammanställs de viktigaste delresultaten vid beräkningar av riktvärden, såsom envägskoncentrationer, skydd av miljön, justeringar med mera (Figur 7.3). Bladet kan användas för att i detalj studera vad som är styrande för riktvärdet.

Figur 7.3. Exempel på redovisning i bladet ”Riktvärden” (bladet har delats i två delar).


EnVÄgSKOnCEnTRaTiOnER7.5.1

Samtliga envägskoncentrationer för de olika exponeringsvägarna redovisas i tabellform. Envägskoncentrationen för en exponeringsväg är den föroreningskoncentration som skulle accepteras om endast den exponeringsvägen fanns.

Om det hälsoriskbaserade värdet är styrande för riktvärdet så indikerar en gråmarkering i tabellen vilken envägskoncentration som har störst påverkan på riktvärdet. Det bör noteras att envägskoncentrationerna baserats på 100 procent av TDI (tolerabelt dagligt intag). Eventuella justeringar sker i efterföljande steg, till exempel nedjustering för att endast en viss andel av TDI bör utnyttjas av ett förorenat område.

OJUSTERaT HÄlSORiSKBaSERaT RiKTVÄRDE7.5.2

Det ojusterade hälsoriskbaserade riktvärdet är en sammanvägning av envägskoncentrationerna för samtliga exponeringsvägar. Gråmarkering indikerar att detta värde är styrande för riktvärdet.

JUSTERingaR7.5.3

Två typer av justeringar av riktvärdet ovan redovisas i bladet:

justering för exponering från andra källor��

justering för akuttoxiska effekter.��

Justering för exponering från andra källor utförs för ämnen som har ett TDIvärde. Justering för akuttoxiska effekter kan väljas på bladet ”Inmatning” och justering utförs då för ämnen som har TDAEvärden i databasen, se avsnitt 5.16.2. I annat fall anges ”data saknas”.

Om något av ovanstående värden är styrande för riktvärdet så indikeras detta med gråmarkering. Båda justeringarna avser hälsoeffekter på människor. Övriga justeringar (skydd av markmiljö, spridning samt bakgrundshalt) beskrivs nedan.

HÄlSORiSKBaSERaT RiKTVÄRDE7.5.4

Det hälsoriskbaserade riktvärdet utgår från det ojusterade hälsoriskbaserade riktvärdet (avsnitt 7.5.2) men med ovan utförda justeringar.

SKYDD aV maRKmilJö7.5.5

Här redovisas riktvärdet för skydd av markmiljön. Om detta värde är styrande för riktvärdet så indikeras det med gråmarkering. Om markmiljön inte bedöms utgöra ett skyddsobjekt, och markekosystem valts bort som skyddsobjekt i den konceptuella modellen, så kommer riktvärdet för skydd av markmiljön ändå att redovisas. Det beaktas dock inte i det sammanvägda riktvärdet. I detta fall skuggas kolumnen för att indikera att värdena inte används.

SPRiDning7.5.6

I det slutliga riktvärdet tas även hänsyn till spridning av förorening genom beaktande av:

skydd mot fri fas��


skydd av grundvatten��

skydd av ytvatten.��

Värdet för skydd av grundvatten redovisas om man valt att utföra justeringar för detta. I annat fall visas ”ej aktuell”. Justering för skydd mot fri fas och skydd av ytvatten utförs dock alltid, förutsatt att relevanta värden för justering finns i ämnesdatabasen. I skyddet för ytvatten ingår både skydd av ytvatten som naturresurs och skydd av ytvattenekosystem. Om skydd mot fri fas, skydd av grundvatten eller skydd av ytvatten är styrande för riktvärdet indikeras det med gråmarkering.

Notera att markering/avmarkering av frigörelse/spridningsmekanismen ”frifasspridning” på bladet ”Konceptuell modell” inte påverkar beräkningarna.

RiKTVÄRDE HÄlSa, milJö, SPRiDning7.5.7

Detta riktvärde är en sammanvägning av riktvärden för hälsa, markmiljö och spridning. Riktvärdet har valts som det lägsta av följande:

det ojusterade hälsoriskbaserade riktvärdet ��

det hälsoriskbaserade riktvärdet justerat för exponering för andra ��

källor samt akuttoxicitet

riktvärdet för skydd av markmiljö��

riktvärden avseende spridning, dvs. skydd mot fri fas, skydd av ��

grundvatten samt skydd av ytvatten.

BaKgRUnDSHalT7.5.8

Om justering för bakgrundshalt har valts på bladet ”Inmatning” redovisas bakgrundshalten. I det fall bakgrundshalten styr riktvärdet så indikeras detta med gul/orange markering, till skillnad från gråmarkering som används för andra styrande värden. Syftet är att poängtera att riktvärdet uppjusterats.

aVRUnDaT RiKTVÄRDE7.5.9

Riktvärdet är lika med det högsta värdet av de två värdena ”Riktvärde hälsa, miljö, spridning” och ”Bakgrundshalt”. Riktvärdet avrundas i enlighet med avrundningsalgoritmen som beskrivs i avsnitt 7.3.2. Avrundningen leder till att riktvärdet kan skilja sig något från det gråmarkerade eller gul/orangemarkerade värde som är styrande.

ExPOnERingSVÄgaRnaS PÅVERKan PÅ 7.5.10 HÄlSORiSKBaSERaT RiKTVÄRDE

För att få en tydligare bild av hur de olika exponeringsvägarna påverkar riktvärdet så redovisas den procentuella påverkan i en tabell. Tabellen återfinns längst till höger i bladet ”Riktvärden” (Figur 7.4). Där kan man identifiera vilka exponeringsvägar som har någon effekt i det aktuella scenariot och för de aktuella ämnena. Procenttalen avser påverkan på det ojusterade hälsoriskbaserade riktvärdet. De stämmer därför inte nödvändigtvis om riktvärdet justeras på något sätt, exempelvis för exponering från andra källor.


Blad ”Halter”7.6 Bladet ”Halter” (Figur 7.5) är ett kombinerat inmatnings och resultatblad. I bladet redovisas resultaten av beräkningar som utförts med hjälp av transportmodellerna i programmet. Som indata till transportmodellerna används de uppgifter som matats in på bladet ”Inmatning”, det vill säga scenarioparametrarna. Inmatning av representativa (uppmätta) halter i jord görs i de vita cellerna i kolumnen ”Inmatning av verkliga halter i jord”. Om egna utspädningsfaktorer (bladet ”Inmatning”) används istället för programmets transportmodeller så utförs även haltberäkningarna med hjälp av dessa utspädningsfaktorer. Föroreningstransporten till ytvatten kan dock inte beräknas med utspädningsfaktorer, utan denna beräkning görs alltid med transportmodell.

Bladet ”Halter” kan även användas för att se vilka halter i olika medier som ett visst riktvärde för jord motsvarar. Detta utförs genom att man matar in aktuellt riktvärde istället för uppmätt halt i jord i kolumnen ”Inmatning av verkliga halter i jord”.

Om något värde inte beräknas kan detta bland annat bero på de inställningar som gjorts i scenariot. Exempelvis anges halterna i bladgrönsaker och rotsaker endast om exponeringsvägen ”intag av växter” valts.

Med god kunskap om föroreningsspridning samt försiktigt dragna slutsatser kan haltberäkningarna ge en fingervisning om hur realistiska de använda modellerna eller modellparametrarna är. Det är viktigt att de beräknade halterna inte tolkas bokstavligt som prognoser över förväntade halter på en viss plats. Det kan finnas en mängd orsaker till att beräknade halter avviker från uppmätta, exempelvis följande:

Transportmodellen bygger på en konceptuell modell som kanske inte ��

är giltig vid den aktuella platsen.

Transportmodellerna är enkla och tar inte hänsyn till alla de proces��

ser som påverkar koncentrationerna.

Vissa transportmodeller är något konservativa för att inte riskerna ��

ska underskattas.

Transportmodellernas parametervärden kan avvika från de verkliga.��

Figur 7.4. Exempel på redovisning i bladet ”Riktvärden”. Redo-visning av exponerings-vägarnas inverkan på det ojusterade hälsoriskbase-rade riktvärdet för respek-tive ämne.

Figur 7.5. Exempel på redovisning i bladet ”Halter”. Koncentrationer i jord har matats in ma-nuellt i vita celler och beräkningarna utförs baserat på dessa halter och med programmets transportmodeller.


De beräknade halterna kan ha uppkommit tidigare eller kan upp��

komma senare, eftersom flertalet av transportmodellerna inte beaktar tidsaspekten.

Proverna kan vara ickerepresentativa och mätfel kan förekomma.��

Blad ”Valda referenser”7.7 I bladet ”Valda referenser” redovisas referenser för de ämnesparametrar som används för beräknade riktvärden (Figur 7.6). För varje ämne redovisas ursprungsreferenser för respektive parameter med en textförkortning i tabellen, medan referenser för ”egna” parametervärden redovisas med referensens nummer. I referenslistan nedanför tabellen redovisas den fullständiga referensen. Bladet kan skrivas ut och användas som referenslista för riktvärdesberäkningarna.

Figur 7.6. Exempel på redovisning i bladet ”Valda refe-renser”.


Blad ”generella riktvärden”8.1 I bladet ”Generella riktvärden” redovisas Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM). Detta blad finns med för att enkelt kunna jämföra de generella riktvärdena med de riktvärden som beräknas med beräkningsprogrammet.

Beskrivning av dolda blad8.2 Förutom de kalkylblad som visas för användaren finns även dolda kalkylblad. Dessa innehåller ekvationer, databaser m.m. Det är möjligt att ta fram de dolda kalkylbladen. De dolda kalkylbladen kan tas fram ett åt gången. För beskrivning av hur detta går till hänvisas till Excels hjälpfunktioner.

De dolda kalkylbladens funktion beskrivs kortfattat nedan.

bIlaga kommenTarerI detta blad kan egna kommentarer och noteringar skrivas in och bifogas till uttagsrapporten.

lIsTa avvIk.Detta blad innehåller beräkningar och sorteringsfunktioner för att sortera fram de avvikelser i ämnesparametrar som ska presenteras på bladet ”Avvikelser ämnesdata”.

modellparam.Här lagras alla modellparametrar, både standardvärden och egna värden som angetts. Kalkylbladet fungerar som databas för modellparametrarna.

scenarIerI detta kalkylblad lagras alla scenarioparametrar för generella scenarier och egna scenarier. Kalkylbladet fungerar som scenariodatabas.

övriga kalkylblad8


reFerensdaTabasI detta kalkylblad lagras de referenser för ämnesparametrar som skrivs in i bladet ”Inmatning” tillsammans med referens till vägledningen, ”NV 2009a”.

ämnenI detta kalkylblad lagras alla ämnesparametrar, både för fördefinierade ämnen och egna ämnen som skapas. Kalkylbladet fungerar som ämnesdatabas.

ImporTDetta blad används av programmet om en extern ämnesdatabas nyttjas. För närvarande används bladet inte.

Fm1-2Kalkylbladet innehåller modeller för föroreningens fördelning mellan jord och porvatten (fördelningsmodell 1) samt mellan ånga och porvatten (fördelningsmodell 2).

Tm1Kalkylbladet innehåller modell för transport av ångor till inomhusluft (transportmodell 1).

Tm2Kalkylbladet innehåller modell för transport av ångor till utomhusluft (transportmodell 2).

Tm3Kalkylbladet innehåller modell för transport av förorening till grundvatten (transportmodell 3).

Tm4Kalkylbladet innehåller modell för transport av förorening till ytvatten (transportmodell 4).

Tm5Kalkylbladet innehåller modell för upptag av föroreningar i växter (transportmodell 5).

em1Kalkylbladet innehåller modell för människors exponering för förorening via intag av jord (exponeringsmodell 1).

em2Kalkylbladet innehåller modell för människors exponering för förorening via hudkontakt med jord och damm (exponeringsmodell 2).

em3Kalkylbladet innehåller modell för människors exponering för förorening via inandning av damm (exponeringsmodell 3).


em4Kalkylbladet innehåller modell för människors exponering för förorening via inandning av ånga (exponeringsmodell 4).

em5Kalkylbladet innehåller modell för människors exponering för förorening via intag av dricksvatten (exponeringsmodell 5).

em6Kalkylbladet innehåller modell för människors exponering för förorening via intag av växter (exponeringsmodell 6).

em7Kalkylbladet används för beräkning av föroreningshalt i fisk genom att BCFvärdet beräknas här. Huvuddelen av beräkningen av halt i fisk görs i det dolda bladet ”Konc”.

mIlJÖeFF.Kalkylbladet innehåller modeller för effekter i markmiljön och i ytvattenmiljön.

rIkTv.Kalkylbladet innehåller beräkningar för sammanvägning av envägskoncentrationer för de olika exponeringsvägarna, miljöeffekter samt justeringar av riktvärdet. Resultaten av beräkningarna presenteras i bladet ”Riktvärden”.

konc.Kalkylbladet innehåller beräkningar av koncentrationer i olika medier, baserat på uppmätt halt. Resultaten av beräkningarna presenteras i bladet ”Halter”.

reFerenserI detta blad lagras referensnummer för de data som används av beräkningsprogrammet. Numren hänvisar till referenserna i bladet ”Referensdatabas”.

valda ämnenKalkylbladet tar fram ämnesparametrar för de ämnen som valts på bladet ”Inmatning”. Dessa parametrar används sedan i de fortsatta beräkningarna.

envägskoncenTraTIoner kmI detta blad redovisas envägskoncentrationerna för Naturvårdsverkets generella scenario för känslig markanvändning, KM.

envägskoncenTraTIoner mkm I detta blad redovisas envägskoncentrationerna för Naturvårdsverkets generella scenario för mindre känslig markanvändning, MKM.


Ett platsspecifikt riktvärde för bly ska tas fram för ”Trekanten”. Den enda avvikelsen från det generella riktvärdet för känslig markanvändning (KM) är att exponeringstiden för intag av förorenad jord sätts till 200 dagar/år. Förutsättningarna för att kunna använda sig av riktvärdesmodellen är uppfyllda, det vill säga de transportmodeller som används enligt huvudtexten i denna rapport bedöms vara rimliga att använda.

Det platsspecifika riktvärdet beräknas på följande sätt:

1) Öppna programmet i Excel. Beroende på säkerhetsinställningen i den aktuella datorn kan man få en fråga om man vill aktivera makron eller inte. Välj då att aktivera makron.

2) Öppna kalkylbladet ”Konceptuell modell”, se Figur 9.1.

3) Gå igenom förutsättningarna för platsen så att den konceptuella modellen beskriver dessa så väl som möjligt.

4) Öppna kalkylbladet ”Inmatning”.

5) Välj ”KM” som generellt scenario (avsnitt 5.1), se Figur 9.2.

6) Välj ”KM” som eget scenario (avsnitt 5.2), se Figur 9.2.

7) Ange ett eget namn på scenariot vid ”Scenariots namn” och skriv en beskrivning av scenariot som ska skapas (avsnitt 5.3), se Figur 9.2.

8) Välj ämnet ”Bly” (avsnitt 5.4), se Figur 9.2.

9) Ändra exponeringstiden för exponeringsvägen ”intag av förorenad jord” till 200 dagar/år för både barn och vuxna (avsnitt 5.6), se Figur 9.3.

10) Spara scenariot genom att trycka på knappen ”Lägg till nytt/spara scenario” i rutan ”Lägg till, spara eller ta bort scenario” (avsnitt 5.17), se Figur 9.4.

11) Skriv in en kommentar i bladet ”Kommentarer” om varför förändringen av exponeringstiden har gjorts (avsnitt 7.2), se Figur 9.5.

12) Välj ”Rapport” i rutan ”Arbetsläge” i bladet ”Inmatning”, se Figur 9.2.

Ett enkelt exempel9


13) Bilägg relevanta redovisningsblad till den riskbedömningsrapport som sammanställs, i detta fall:

a. Bladet ”Konceptuell modell”

b. Bladet ”Uttagsrapport”

c. Eventuellt bladet ”Riktvärden”, eller urklipp från detta, för beskrivning av styrande exponeringsvägar eller exponeringsvägarnas inverkan på riktvärdet.

I detta fall behöver inte bladet ”Avvikelser ämnesdata” eller bladet ”Valda referenser” redovisas eftersom inga förändringar har gjorts av ämnesdata för det valda ämnet bly. Om ändringar av ämnesdata däremot görs bör dessa följas av såväl motivering som referens till valda data. Även bladen ”Avvikelser ämnesdata” och ”Valda referenser” bör då biläggas riskbedömningsrapporten.

Figur 9.1. Ett enkelt exempel, steg 2–3.


Det beräknade platsspecifika riktvärdet visas på bladen ”Uttagsrapport” och ”Riktvärden”. Eftersom scenariot har sparats kan det senare laddas in igen, vilket gör att det är enkelt att senare göra ändringar i scenariot. Glöm dock inte att scenariot måste sparas manuellt varje gång som ändringar görs (steg 10 i arbetsgången ovan).

Figur 9.2. Ett enkelt ex-empel, steg 5 till 8 samt steg 12.

Figur 9.4. Ett enkelt exempel, steg 10.



Bilaga 5 Efterbehandlingsterminologi

Riktvärdena är framtagna för mark och inte direkt användbara för andra typer av förorenade medier (till exempel sediment eller byggnadsmaterial).


svenskt begrepp Förklaring motsvarande begrepp på engelska

acceptabla resthalter De halter av olika ämnen som får förekomma på ett efterbehandlingsobjekt efter det att åtgärderna är av-slutade.

acceptable residual concentrations

acceptabel restmängd mängden av ett ämne som får förekomma på ett efter-behandlingsobjekt när åtgärderna är avslutade.

acceptable residual mass

administrativa åtgärder Tillfälliga eller permanenta regler och restriktioner för exempelvis markanvändning och grundvattenuttag som syftar till att förebygga skada eller olägenhet för människors hälsa och miljön. Syftet kan även vara att förhindra ingrepp som försvårar framtida efterbehand-ling eller som kan öka spridningen och exponeringen av föroreningar.

administrative restrictions

akut toxicitet negativ effekt av ett ämne på en människa eller annan or-ganism som uppstår vid enstaka och kortvarig exponering.

acute toxicity

allmänna intressen intressen som berör allmänheten och samhället i stort och som bör beaktas vid planläggning och vid lokalise-ring av bebyggelse samt vid riskvärdering inför efterbe-handlingsåtgärder.

Public interests

allvarlig miljöskada En miljöskada som har sitt upphov i utsläpp eller lik-nande från och med 1 augusti 2007 och som är så allvarlig att den genom förorening av mark utgör en be-tydande risk för människors hälsa, har betydande nega-tiv effekt på vattenmiljökvaliteten, eller i en betydande omfattning skadar eller försvårar bevarandet av en djur- eller växtart eller livsmiljön för en sådan art.

Serious environ mental damage

ambitionsnivå Omfattningen, inriktningen och graden av detaljrikedom i en efterbehandlingsutredning.

level of ambition

ansvarig för att av hjälpa en för - o reningsskada

Den som har orsakat eller bidragit till upp kom sten av en föroreningsskada eller allvarlig miljö skada eller som är juridiskt ansvarig för utred ningar och åtgärder för föroreningsskadan (som har sitt upphov i verksam-het som har ägt rum efter 1 augusti 2007). Se även efterbehandlings ansvarig.

Responsible for remediation of contamination

ansvars utredning Utredning som syftar till att ange vilka som är juridiskt ansvariga för utredningar och åtgärder på ett efterbe-handlingsobjekt.

liability study

antropogent tillskott Den del av ett ämnes förekomst som har or sakats av mänsklig aktivitet.

anthropogenic contribution

avhjälpande Utredning, efterbehandling och andra åtgärder för att avhjälpa en föroreningsskada eller all varlig miljöskada. Definitionen avser lagstiftningen från och med 1 augusti 2007.

Remediation

Bakgrunds exponering / Exponering från andra källor

En persons eller en organisms intag av ett ämne från andra källor än förorenade om råden, till exempel via födan eller inandning.

Background exposure / Exposure from other sources

Bakgrundshalt Summan av naturlig halt och antropogent diffust tillskott. Background concentration

Barriär En fysisk eller hydraulisk konstruktion som är avsedd att hindra spridning eller exponering av föroreningar.

Barrier

Behandling på annan plats

Behandling av schaktade eller muddrade massor samt vatten från ett efterbehandlingsobjekt, på annan plats med föregående transport.

Off-site treatment

Behandling på plats Behandling av massor eller vatten på ett efterbehand-lingsobjekt, utan föregående transport. Behandlingen kan ske in situ eller ex situ.

On-site treatment

bilaga 5 • efterbeHandlingsterminologi 263


Belastning Den föroreningsmängd (totalt eller per tids enhet) som transporteras till en grundvatten- eller ytvattenrecipient från ett förorenat område.

Contaminant load

Beräkningsprogram Det Excel-dokument som används för beräkningar av generella eller platsspecifika riktvärden för mark enligt naturvårdverkets riktvärdesmodell.

Computer program for calcu-lation of guideline values

Beviskedja Resultat av undersökningar som ”bevisar” eller styr-ker delar eller hela orsakskedjan mellan förekomst av förorening och negativ effekt. Om resultat från flera oberoende angreppssätt styrker orsakssambanden blir riskkarakteriseringen säkrare.

line of evidence

Branschspecifikt riktvärde

Ett rekommenderat riktvärde som endast gäller för vissa typer av välbeskrivna objekt där föroreningarna här stammar från en bestämd typ av verk samhet, till exempel bensinstationer. gäller för många men inte alla objekt av samma typ.

Sector specific guideline value

Delmodeller Ett flertal delmodeller bygger upp naturvårdsverkets riktvärdesmodell för förorenad mark. Dessa delmodeller beskriver metoder bl.a. för att beräkna föroreningstran-sport och exponering. De uttrycks matematiskt med hjälp av ekvationer och bygger på en konceptuell mo-dell som anger under vilka förhållanden som den mate-matiska modellen är giltig.

model compartments

Deponering långsiktig förvaring av avfall (t.ex. förorenade massor) med syfte att slutligt omhänderta det.

land disposal, land filling

Destruktions metoder Behandlingsmetoder som syftar till att destruera föro-reningsämnena. Destruktionsmetoder är således ute-slutande tillämpbara på organiska ämnen. Exempel på destruktionsmetoder är förbränning och olika kemiska och biologiska nedbrytningsmetoder.

Destruction methods

Deterministisk riskbedömning

i en deterministisk riskbedömning används bestämda värden för att beskriva variabilitet samt säkerhetsfakto-rer för att beskriva osäkerhet. Resultatet redovisas som ett distinkt värde för den risk som undersöks.

Deterministic risk assessment

Diffus källa En källa till förorening där källan inte kan definieras väl. Diffuse pollution source

Diffust tillskott Den del av ett ämnes förekomst som inte kan hän föras till punktkällor.

Diffuse pollution contribution

Diffust utsläpp Utsläpp av föroreningar där spridningen av föro renings-ämnen inte kan avgränsas väl. Utsläppet kan härstam-ma från antingen punktkällor eller diffusa källor.

Diffuse pollution discharge

DnaPl Vätska som är tyngre än vatten och som mestadels inte är blandbar med vatten. DnaPl förekommer därför ofta i fri fas. Se även lnaPl.

Dense, non-aqueous phase liquid

Effektanalys Del av riskbedömningen. Beskriver vid vilka koncentra-tioner eller doser negativa effekter uppstår.

Effect assessment/toxicity assessment/dose-response assessment

Efterbehandling Se efterbehandlingsåtgärd. Remediation

Efterbehand lings-ansvarig

Den som är juridiskt ansvarig för att i skälig omfatt ning utföra efterbehandling av förorenade områden (som har sitt upphov i verksamhet som har ägt rum före 1 augus-ti 2007). Såväl verksamhetsutövare som fastighetsägare kan vara efterbehandlingsansvariga. Se även ansvarig för att avhjälpa en föroreningsskada.

Responsible party

Efterbehand lings objekt En plats som är föro renad och som därför kan vara eller har varit föremål för efterbehandlingsåtgärder.

Remediation site



Efterbehand lings åtgärd En åtgärd som syftar till att eliminera eller minska den nuvarande och framtida på verkan på människors hälsa, miljön eller naturresurser från föroreningar i mark, grundvatten, sediment, deponier, byggnader och anlägg ningar.

Remedial action

Enskilda intressen intressen som rör privatpersoner, företag eller organisa-tioner.

individual interests

Entreprenör Det företag som åtar sig att genomföra och implemen-tera de fysiska efterbehandlingsåtgärder som har beslu-tats. Entreprenörens arbete vägleds av åtgärdskrav.

Remedial contractor

Envägskoncentration Beräknas för enskilda exponeringsvägar i naturvårdsverkets riktvärdesmodell för mark. För den enskilda exponeringsvägen är det den halt i jorden som beräknas ge en exponering som inte överskrider de av naturvårdsverket valda acceptabla nivåerna, antaget att exponering endast sker genom denna exponeringsväg. Envägskoncentrationer för de olika exponeringsvägarna viktas ihop till ett ojusterat integrerat hälsoriktvärde.

Single exposure pathway concentration

Exponeringsanalys Del av riskbedömningen. Beskriver människors, växters och djurs exponering av föroreningar utifrån uppmätta halter i olika kontaktmedier.

Exposure assessment

Ex situ behandling Behandling av massor eller vatten från ett efterbe-handlingsobjekt efter att dessa har förflyttats från sitt ursprung liga läge genom schaktning, muddring, pump-ning eller motsvarande. Ex situ behandling kan ske på plats eller på annan plats.

Ex situ treatment

Fastläggning Kemiska, fysikaliska eller biologiska processer som ändrar föroreningars kemiska bindningar på ett sätt som minskar deras rörlighet.

immobilization

Fixeringsmetoder Behandlingsmetoder som syftar till att minska bio-tillgängligheten och hindra fortsatt spridning av föro-reningsämnen med hjälp av kemiska eller biologiska tillsatser.

Fixation methods

Fri fas Förekomsten av en substans i ett mark- eller vattenom-råde som till största del har behållit sin egen fysikaliska karaktär, oberoende av det medium den befinner sig i, till exempel olja på grundvattenytan. Se även DnaPl och lnaPl.

Free phase

Fyllning, fyllnads-massor

av människan tillförda massor som kan bestå av sten, grus, byggavfall, jord, schaktmassor, spån, slagg osv.

Fill, filling material

Fördjupad riskbedömning

En riskbedömning av ett förorenat område då de speci-fika förhållandena gör att relevanta rikt- och gränsvär-den saknas, förutsättningarna för värdena inte uppfylls eller osäkerheterna runt riskerna är stora. andra meto-der än naturvårdsverkets riktvärdesmodell för mark be-höver användas för delar av eller hela riskbedömningen.

Detailed risk assessment

Förenklad riskbedömning

En riskbedömning av ett förorenat område där förutsätt-ningarna medger att generella och platsspecifika rikt- och gränsvärden används. naturvårdsverket riktvärdes-modell för mark kan användas.

Basic risk assessment

Förorenat område Ett relativt väl avgränsat område (mark- eller vatten-område, byggnader och anläggningar) där en eller flera föroreningar förekommer.

Contaminated site

Förorening Ett ämne som härrör från mänsklig aktivitet och som fö-rekommer i jord, berg, sedi ment, vatten eller bygg nads -material i en halt som överskrider bak grundshalten.

Contaminant



Föroreningars farlighet Ett mått på hur hälso- och miljöfarliga de föro reningar som förekommer i ett förorenat område är utifrån deras inneboende egenskaper (utan hänsyn till exponering).

Contaminant hazard

Föroreningsnivå graden av förorening i ett förorenat område. inkluderar föroreningarnas koncentration, mängd och volym.

Degree of contamination

Förorenings skada En miljöskada som genom förorening av ett mark- eller vattenområde, grundvatten, en bygg nad eller en anlägg-ning kan medföra skada eller olägenhet för människors hälsa eller miljön. Definitionen avser lagstiftningen efter 1 augusti 2007.

Pollution

Förväntansnivå Vilka åtgärdsmål som kan uppnås genom ett bestämt åtgärds alternativ.

level of expectation

generellt riktvärde Ett av naturvårdsverket rekommenderat riktvärde som gäller för hela landet. gäller för många men inte alla efterbehandlingsobjekt. Är inte juridiskt bindande. anger en nivå under vilken risken för negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser normalt är ac-ceptabel i efterbehandlingssammanhang.

generic guideline value

givet scenario Ett scenario som är fördefinierat i naturvårdsverkets riktvärdesmodell och beräkningsprogram.

Predefined scenario

gränsvärde En haltgräns (till exempel en miljökvalitetsnorm eller dricksvattennorm) som om den överskrids kan innebära juridiska, ekonomiska eller andra påtagliga konsekven-ser. Se även riktvärde.

limit value

Huvudman Den som är ansvarig för att genomföra efter-behandlings utredningar eller efterbehand lings åtgärder. Kan, men behöver inte, vara samma som efterbehand-lingsansvarig.

Remedial principal

Hälsoriskbaserat riktvärde

Den halt av förorening i ett medium över vilken risk för oönskade effekter på människor kan föreligga.

guideline value for health effects

immobiliserings-metoder

Behandlingsmetoder som syftar till att minska biotill-gängligheten och hindra fortsatt spridning av förore-ningsämnen. Exempel på immobiliseringsmetoder är stabilisering, solidifiering, fastläggning, fixering och inneslutning.

immobilization methods

inneslutningsmetoder anläggning av barriärer som omsluter ett efterbehand-lingsobjekt för att hindra eller väsentligt reducera till-försel av vatten eller syre till det förorenade materialet i syfte att förhindra spridning och exponering av förore-ningarna.

Encapsulation methods

In situ behandling Behandling av förorenade medier direkt i mark i syfte att minska föroreningsmängden.

In situ treatment

Koncentrations-metoder

Behandlingsmetoder som syftar till att koncentrera föroreningsämnena till en mindre volym som därefter kan omhändertas genom deponering, inneslutning eller destruktion. Exempel på koncentrationsmetoder är va-kuumextraktion, jordtvätt och termisk desorption.

Concentration methods

Konceptuell modell En förenklad illustration eller beskrivning av hur man uppfattar det berörda området; hur det ser ut fysiskt och hur man tror att det fungerar i termer av förore-ningskällor, skyddsobjekt, föroreningsspridning, expo-nering, osv.

Conceptual model

Kronisk toxicitet negativ effekt av ett ämne på en människa eller annan organism som uppstår vid långvarig eller upprepad expo-nering.

Chronic toxicity



Kvalitativa data Data som inte kan preciseras med hjälp av siffervärde, dvs. inte är kvantitativt, men som ändå kan beskrivas med hjälp av andra egenskaper.

Qualitative data

Kvantitativa data Data som med hjälp av siffervärde kan preciseras, till exempel som en mängd, ett flöde eller en volym.

Quantitative data

Känslighet En bedömning av hur mottagliga exponerade människor är för föroreningar på ett område. Bedöms på gruppnivå.

Sensitivity

Känslig mark-användning (Km)

markanvändning där föroreningsnivåer normalt inte begränsar markanvändningen och där grundvatten och ytvatten intill området skyddas. marken kan användas för bostäder, jord bruk, skolor och liknande. Finns för-definierad som ett givet scenario i naturvårdsverkets riktvärdes modell för förorenad mark.

Sensitive land use

lnaPl Vätska som är lättare än vatten och som mestadels inte är blandbar med vatten. lnaPl förekommer därför ofta i fri fas. Se även DnaPl.

light, non-aqueous phase liquid

markanvändning Det ändamål för vilket ett mark- eller vatten område ut-nyttjas eller kommer att utnyttjas.

land use

mark användnings-restriktioner

Begränsningar i tillåten användning av mark- eller vat-tenområden för att förhindra negativa effekter orsakade av föroreningar i ett område. implementeras normalt med hjälp av administra tiva åtgärder.

land use restrictions

markområde Ett avgränsat landområde som i varierande omfattning innehåller jord, berg, markvatten, grundvatten, porluft, marklevande organismer eller marklevande växter.

land area

medium mark, luft, grundvatten, sedi ment och yt vatten samt material i byggnader och anläggningar.

medium

miFO naturvårdsverkets metodik för inventering av förorenade om råden. metodiken används för riskklassning.

method for inventories of contaminated sites

miljöriskbaserat riktvärde

Den halt av förorening i ett medium över vilken risk för oönskade effekter på miljö kan föreligga.

guideline value for environ-mental effects

miljökvalitetsnorm (mKn)

anger förorenings- eller störningsnivå som efter en viss tidpunkt inte får eller bör över- eller underskridas eller som ska eftersträvas. En miljökvalitetsnorm kan omfatta ett visst geografiskt område eller hela landet. Regeringen föreskriver vilka normer som ska gälla i lan-det. miljökvalitetsnormer är juridiskt bindande.

Environmental quality stan-dard (EQS)

miljöriskområde Ett allvarligt förorenat område för vilket läns styrelsen enligt 10 kap. miljöbalken be slutat om begränsningar i markanvändningen eller andra försiktighetsmått.

Environmental risk area

mindre känslig mark-användning (mKm)

markanvändning där föroreningsnivåer be gränsar markanvändningen och där skyddet av hälsa och mark-miljö på området är mindre omfattande än för känslig mark användning. grundvattnet är skyddat på ett visst avstånd från området. marken kan användas för kontor, handel, industri, trafikanläggning och dylikt. Finns fördefinierad som ett givet scenario i naturvårdsverkets riktvärdes modell för förorenad mark.

less sensitive land use

multikriterieanalys (mKa)

Ett verktyg för att jämföra åtgärdsalternativ genom en strukturerad sammanvägning av ekonomiska, tekniska, sociala, kulturella och ekologiska faktorer.

multi-criteria analysis (mCa)

mätbara åtgärdsmål En utveckling av de övergripande åtgärds målen till kvantifierbara mål. Utgör underlag för formulering av åtgärdskrav.

Quantifiable remedial objec-tives



naturfrämmande ämne Ett ämne som inte finns naturligt i ekosystemet, dvs. har skapats av människan, eller vars förekomst i natu-ren till största del beror på mänsklig inverkan.

Unnatural substance

naturlig halt Den halt av ett ämne som skulle föreligga utan antropo-gen påverkan, ofta uttryckt som för industriell halt.

natural concentration

nollalternativet ingen åtgärd genomförs. Baseline alternative

Objekt Ett efterbehandlingsobjekt. Site

Orsakskedja Beskriver orsakssambanden mellan förekomst av föro-rening och negativa miljö- och hälsoeffekter som länkar i en kedja, till exempel förekomst av förorening som genom spridning ger upptag och negativ effekt i ett skyddsobjekt.

Causality

Platsspecifikt riktvärde Ett riktvärde framtaget för ett specifikt objekt och dess speciella förutsättningar.

Site-specific guideline value

Probabilistisk riskbedömning

En riskbedömning där probabilistiskt angreppssätt används med sannolikhetsfördelningar för att beskriva variabilitet och osäkerhet i en eller flera av ingångsva-riablerna. Resultatet redovisas som en sannolikhetsför-delning för den risk som undersöks. Även kallad sanno-likhetsbaserad riskbedömning.

Probabilistic risk assessment

Problembeskrivning inledande moment i riskbedömningen. Kända eller misstänkta föroreningar, spridnings- och exponerings-vägar samt skyddsobjekt redovisas i en konceptuell mo-dell. Eventuella kunskapsluckor och behov av komplet-terande undersökningar och utredningar identifieras.

Problem formulation

Problemägare Efterbehandlingsansvarig eller ansvarig för att avhjälpa en föroreningsskada. Kan exempelvis vara verksamhets-utövare, fastighetsägare eller exploatör.

Problem owner

Projektering Planering och specifikation i detalj för hur en efterbe-handlingsåtgärd ska genomföras samt vilka krav som ska ställas på den entreprenör som genomför åtgärden.

Remedial design

Projektör Den person eller det företag som projekterar en åtgärd. Remedial designer

Punktkälla En källa till förorening där källan kan definieras relativt väl. Point source

Punktutsläpp Utsläpp från en källa som sker vid en väldefinierad plats. Ut släppet kan bidra antingen till ett förorenat område eller leda till ett diffust tillskott.

Point discharge

Påverkans område Det område som påverkats eller på sikt kan komma att påverkas av föroreningarna från ett föro renat område.

affected area

Recipient Ett ytvattenområde eller grundvattenmagasin som tar emot föroreningar från ett förorenat område.

Recipient

Representativ halt Den halt som bäst representerar risksituationen i kon-takt- och spridningsmedier utan att risken underskat-tas. Valet av representativ halt är objektspecifikt och ett statistiskt mått bör väljas.

Representative value

Restaurering Efterbehandlingsåtgärder vars huvudsyfte är att åter-ställa ett efterbehandlingsobjekt (oftast ett vattenom-råde) till en god ekologisk status, så nära områdets ursprungliga (naturliga) skick som möjligt med rimliga insatser. Se också återställning.

Restoration

Resthalter De halter av olika ämnen som förekommer på ett efter-behandlingsobjekt när åtgärderna är avslutade.

Residual concentrations



Riktvärde i efterbehandlingssammanhang den föroreningshalt i ett medium under vilken risken för negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser normalt är accepta-bel. Är inte juridiskt bindande. Se även gränsvärde.

guideline value

Riktvärdesmodell Ordet riktvärdesmodell används för att beteckna hela metodiken för att beräkna riktvärden, både den teo-retiska beskrivningen och beräkningsprogrammet. Riktvärdesmodellen byggs upp av ett antal mindre mo-deller, se delmodeller.

model for guideline values

Risk Sannolikheten för och konsekvenserna av de nega tiva effekterna på hälsa, miljö eller naturresurser som ett föro renat område kan ge upphov till.

Risk

Riskbedömning Den process som används för att identifiera och kvan-titativt eller kvalitativt ta ställning till de risker med avseende på människors hälsa, miljön eller naturresur-ser som ett föro renat område kan ge upphov till. Utgör underlag till åtgärdsutredning och risk värdering.

Risk assessment

Riskkarakterisering Del av riskbedömningen. Resultat från exponeringsana-lysen utvärderas mot riskbaserade kriterier som tagits fram i effektanalysen.

Risk characterization

Riskklassning En översiktlig form av riskbedömning som görs i sam-band med in ventering enligt miFO. Vid inventeringen riskklassas ett potentiellt förorenat område utifrån en fyragradig skala. Riskklassningen är ett hjälpmedel som är tänkt att ligga till grund för priori teringar och beslut om eventuella vidare undersökningar.

Risk classification

Riskreduktion Den minskning av spridning eller exponering som er-fordras för att riskerna ska ligga på en acceptabel nivå med hänsyn till hälsa, miljö och naturresurser.

Risk reduction

Riskvärdering En jämförelse av lämpliga åtgärdsalternativ för ett en-skilt efterbehandlingsobjekt där önskvärd riskreducering ställs mot tek niska och ekonomiska möjligheter samt all männa och enskilda intressen. Utgör underlag för slutligt val av åtgärder.

Remedial alternative selection process

Sanering Efterbehandlingsåtgärder som helt eller delvis avlägsnar eller förstör föroreningar inom ett efterbehandlingsobjekt.

Cleanup

Sannolikhetsbaserad riskbedömning

Se probabilistisk riskbedömning. Probabilistic risk assessment

Scenario Ett scenario är en komplett uppsättning av indata (förorenat område, markanvändning, geologi, expone-ringsförhållanden och dylikt) till naturvårdsverkets rikt-värdesmodell för att beräkna riktvärden för ett specifikt eller generellt fall.

Scenario

Separations metoder Se koncentrationsmetoder. Separation methods

Skyddsobjekt människor, djur, växter, naturresurser, områden eller ekosystem som man önskar skydda mot skadliga ef-fekter.

Risk objects

Skyddsvärde En bedömning av hur angeläget det är att skydda ar-ter eller ekosystem som exponeras för föro reningar. Skyddsvärdet baseras huvudsakligen på förekomsten av värdefull natur.

intrinsic value

Solidifieringsmetoder Behandlingsmetoder som omvandlar jord- eller se-dimentmassor till en enda kropp som begränsar vat-tengenomströmningen så att utlakning av föroreningar minskas.

Solidification methods

Spridnings-förutsättningar

Se utbredning och spridningsförutsättningar. Transport conditions



Stabiliseringsmetoder Behandlingsmetoder som omvandlar föroreningar i jord- eller sedimentmassor till en svårlakbar form, vilket gör dem mindre rörliga.

Stabilization methods

Störningar Påverkan under genomförande av en efterbehandlings-åtgärd, oftast tillfällig, som normalt inte innebär ökade risker för hälsa, miljö eller naturresurser om tillräckliga skyddsåtgärder vidtas. Typiska störningar är olika emis-sioner, ökad trafik, buller, damning och lukter samt in-skränkningar av pågående verksamheter, avspärrningar, omflyttningar, m.m.

Disturbances

Tillsyn Tillsyn enligt miljöbalken delas upp i operativ tillsyn och vägledning. Operativ tillsyn innebär att en tillsyns-myndighet kontrollerar att lagen följs och ger infor-mation och råd direkt gentemot den som bedriver en verksamhet eller vidtar en åtgärd (verksamhetsutövare). Tillsynsvägledning innebär att en tillsynsmyndighet ger stöd och råd till de operativa tillsynsmyndigheterna samt samordnar, följer upp och utvärderar den operativa tillsynen.

Enforcement

Tillsynsmyndighet Ett samhällsorgan som har befogenhet att utöva tillsyn avseende ett reglerat ämnesområde. Exempel på ope-rativa tillsynsmyndigheter enligt miljöbalken är kom-muner (kommunala nämnder), länsstyrelser och vissa centrala myndigheter. naturvårdsverket är en av de centrala myndigheterna som har vägledningsansvar för tillsyn enligt miljöbalken.

Enforcement agency

UClm övre konfidensgränsen för medelhalten. anger en övre gräns för hur hög ”den sanna” medelhalten rimligen kan vara, givet en viss säkerhet. önskad säkerhet anges som en konfidensgrad.

Upper confidence limit of the mean

Urvals kriterier Kriterier som används i riskvärderingen för att välja åtgärds alter nativ. Kan avse måluppfyllelse, teknik och eko nomi samt allmänna och enskilda in tressen m.fl.

Remedial alternative selection criteria

Utbredning och spridnings-förutsättningar

nuvarande utbredning av föroreningar och förut-sättningar för vidare spridning i miljön.

Fate and transport conditions

Utvärderingskriterier Kriterier som används i åtgärdsutredningen för att sålla fram lämp liga åtgärdsalternativ. Kan avse uppfyllelse av övergripande åtgärdsmål och intressenternas förutsätt-ningar, teknisk genomförbarhet, uppnådda resultat, kost-nader, risker under och efter genomförandet, störningar, m.m.

Remedial alternative evaluation criteria

Vattenområde Ett avgränsat område som helt täcks av vatten och som i varierande omfattning innehåller ytvatten, sediment, växt- och djurplankton, bottenlevande organismer, fri-simmande (pelagiska) organismer eller bottenlevande växter.

Water area

Verksamhets utövare Den som bedriver eller har bedrivit en verksamhet eller vidtagit en åtgärd som har bidragit till en förorenings-skada eller allvarlig miljöskada och som därmed är juri-diskt ansvarig för att avhjälpa skadan.

Operator

Återställning Åtgärder som syftar till att återupprätta ett tidigare till-stånd. Se också restaurering.

Rehabilitation

Åtgärdsalternativ En eller flera åtgärdsmetoder som till sammans kan användas för att uppfylla över gripande åtgärdsmål. Exempel på sådana metoder kan vara urschakt ning, harpning och siktning, termisk behand ling och återfyll-ning. Ofta utvärderas flera likartade åtgärds alternativ med varierande omfattning eller förväntansnivåer.

Remedial alternative



Åtgärdsbehov Det behov av efterbehandlingsåtgärder som finns på ett efterbehandlingsobjekt. Åtgärdsbehovet kan men be-höver inte vara motiverat av risker för hälsa, miljö eller naturresurser.

need for remediation

Åtgärdskrav En precisering i mätbara och kalkylerbara termer som ställs på efterbehandlings åtgärder för att säker ställa att åtgärdsmålen blir upp fyllda.

Specific remediation requirements

Åtgärdsmetod Tillämpning av en eller flera åtgärdstekniker för att lösa ett specifikt tekniskt problem, till exem pel en termisk behandlingsanläggning. En sådan anläggning nyttjar ofta en rad åtgärdstekniker för masshantering, torkning, förbränning, hantering av rökgaser, osv.

Remediation method

Åtgärdsmål Se övergripande respektive mätbara åtgärds mål. Remediation objectives

Åtgärdsteknik Ett specifikt sätt att lösa ett generellt tekniskt problem, till exempel destruktion av en orga nisk förorening ge-nom förbränning. Det finns oftast flera konkurrerande tekniker som kan lösa samma problem.

Remediation technology

Åtgärds utredning En utredning som belyser lämpliga åtgärdsalternativ för ett efterbehandlingsobjekt och alternativens respektive konsekven ser i form av riskreduktion, kostnader och andra relevanta aspekter. Utgör underlag för riskvärdering.

Remedial alternative evalua-tion process, feasibility study

övergripande åtgärdsmål

Det övergripande syftet eller syftena med en efterbe-handlingsåtgärd. Utgör underlag för risk bedömning, åtgärdsutredning och risk värdering.

Remediation goals

Riktvärden för förorenad markModellbeskrivning och vägledning

Det finns ett stort antal förorenade områden i landet.

Utredning av vilka risker ett förorenat område kan inne-

bära för människors hälsa eller miljön och hur man vid

behov kan minska riskerna genom efterbehandling, är en

viktig del av miljömålsarbetet i Sverige.

Den här rapporten ingår i en serie om tre vägledande

rapporter. ”Att välja efterbehandlingsåtgärd” är en

övergripande rapport som beskriver utredningsprocessen

för ett förorenat område. I rapporten ”Riskbedömning

av förorenade områden” ger vi vägledning i att bedöma

miljö- och hälsorisker. Ett av flera verktyg i riskbedöm-

ningen är riktvärden. Modellbeskrivning och vägledning

till vår riktvärdesmodell för mark ger vi i rapporten

”Riktvärden för förorenad mark”.

Vår målsättning med rapporterna är att tillhanda-

hålla en metodik för ett effektivt och kvalitetssäkrat

arbete med efterbehandling av förorenade områden, i ett

långsiktigt och hållbart perspektiv. Vägledningen vänder

sig till aktörer inom efterbehandlingsområdet; i första

hand tillsynsmyndigheter men också konsulter, verksam-

hetsutövare, fastighetsägare och övriga aktörer.

rapport 5976

NATURVÅRDSVERKET

iSbN 978-91-620-5976-7

iSSN 0282-7298

Naturvårdsverket 106 48 Stockholm. besöksadress: Stockholm – Valhallavägen 195, Östersund – Forskarens väg 5 hus Ub, Kiruna – Kaserngatan 14. Tel: +46 8-698 10 00, fax: +46 8-20 29 25, e-post: [email protected] internet: www.naturvardsverket.se Beställningar Ordertel: +46 8-505 933 40, orderfax: +46 8-505 933 99, e-post: [email protected] Postadress: CM Gruppen, box 110 93, 161 11 bromma. internet: www.naturvardsverket.se/bokhandeln

TJÄNSTEUTLÅTANDE ÄrendenummerCastor: OMRÅ.2017.3525W3D3: TN-2018/1


Handläggare TillsynsnämndenJan Casserstedt08-535 364 97

[email protected]

(Uppgifter utelämnade), ansökan om strandskyddsdispens för flytbryggor, gångvägar samt grillplatser mm

Förslag till beslutTillsynsnämnden beslutar:

1. Strandskyddsdispens i efterhand för två befintliga flytbryggor ochtillhörande anordningar enligt markering på bilaga 2 medges inte.

2. Strandskyddsdispens i efterhand för befintliga grusgångar, grillplatser ochvindskydd medges enligt bilaga 4 till detta beslut.

3. Anläggningarna saknar tomtplats. Endast gångvägarnas, grillplatsernasoch vindskyddets utbredning i markområdet samt det område som behövertas i anspråk för att möjliggöra deras funktion får användas för detavsedda ändamålet.

4. Natur- och byggnadsnämnden (212000-0068) föreläggs att senast sexmånader efter att detta beslut vunnit laga kraft undanröja de bådaflytbryggorna och tillhörande anordningar som är markerade på bilaga 2till detta beslut.

5. Natur- och byggnadsnämnden (212000-0068), genom naturvårdsenheten,ska betala avgift på 10 260 kronor enligt gällande taxa för prövning avansökan om strandskyddsdispens. Faktura skickas separat.

6. Avgiften ska betalas även om beslutet överklagas.

Stöd för beslutBesluten är fattade med stöd av 7 kap. 13, 18 b och 18 c 5, 18 f 2 st., 25-26 §§och 26 kap. 9 § miljöbalken (1998:808), MB. Avgift tas ut med stöd av 27 kap. 1§ MB och 9 § i gällande taxa för tillsynsnämndens verksamhet enligt miljöbalken(HKF 4210) samt 1 kap. 2 § och 9 kap. 5 § i förordning (1998:940) om avgifterför prövning och tillsyn enligt miljöbalken.

OMRÅ.2017.3525 2

SammanfattningAnsökan om strandskyddsdispens i efterhand för utförda åtgärder på fastigheten (uppgifter utelämnade).

Miljötillsynsavdelningen föreslår att dispens lämnas för gångvägar, grillplatseroch vindskydd men att ansökan avslås i den del den avser de båda flytbryggornadå särskilda skäl saknas och åtgärderna strider mot strandskyddets syfte.Verksamhetsutövaren, natur- och byggnadsnämnden, föreläggs att undanröjabryggorna.

ÄrendetAnsökan om strandskyddsdispens inkom 2017-10-13 och kompletterades den 29november 2017 efter påpekande från miljötillsynsavdelningen att anläggningarnasaknade strandskyddsdispens. Ärendet kompletterades ytterligare en gång den 19mars 2018.

Ärendet avser en ansökan i efterhand för befintliga anläggningar på fastigheten (uppgifter utelämnade). Samtliga sökta åtgärder är redan utförda. De sökta åtgärderna är två flytbryggor, grusade gångstigar, två grillplatser och ett vindskydd i områdets östra del vid den ena grillplatsen (se illustration på bifogad situationsplan).

Den västra bryggan är ca 185 meter lång, inklusive stenkistan i bryggans enaände. Bryggan är förutom angöringspunkterna konstruerad som en flytbryggamed en upphöjd passage i mitten. Den östra bryggan är ca 75 meter lång. Brygganär förutom angöringspunkterna konstruerad som en flytbrygga med en plattform ibryggans mitt. Stigarna är ca 2 meter breda, och sammanlagt ca 420 meter långa.Den västra grillplatsens yta är ca 55 m2 , den östra ca 85 m2 och vindskyddetsstorlek ca 10 m2 BYA.

Dåvarande miljönämnden beviljade den 9 december 2014 strandskyddsdispensoch tillstånd inom Orlångens naturreservat. Det som beviljades var "tillgäng-lighetsåtgärder enligt ansökan". I ansökan framgår att dessa var en parkeringsplatsoch en del av grusgången upp från den södra parkeringen till den östra bryggan.Beslutet och ansökningshandlingar bifogas tjänsteutlåtandet.

Dåvarande miljönämnden beviljade den 13 juni 2012 strandskyddsdispens ochtillstånd inom Orlångens naturreservat för att anlägga parkeringsplatser iGladövik. Beslutet och ansökan bifogas tjänsteutlåtandet.

Det framgår av tillgängliga flygfotografier att området i princip var orört 2011och 2013. På flygfotografiet från 2015 har delar av stigen och de bådagrillplatserna anlagts. 2016 har samtliga anläggningar färdigställts. Skärmtaketuppfördes sannolikt under hösten 2015-våren 2016. Flygfotografier bifogastjänsteutlåtandet.

OMRÅ.2017.3525 3

Anläggningarna är uppförda vid Gladövik på fastigheterna (uppgifter utelämnade) Området är inte planlagt och ligger utanför sammanhållen bebyggelse. Området är i sin helhet av riksintresse för det rörliga friluftslivet. Platsen är i sin helhet belägen inom Orlångens naturreservat.

Platsen för sökta åtgärder besöktes 2017-10-19 och 2017-10-19, det senarebesöket tillsammans med sakkunnig från Ekologigruppen AB som anlitats avmiljötillsynsavdelningen för att ge en ekologisk bedömning på de söktaåtgärderna. Ekologigruppen AB upprättade en PM (slutversion 2017-11-24) sombifogas detta tjänsteutlåtande. I PM:n framgår att författarens bedömning är attbryggorna inte är förenliga med strandskyddsbestämmelserna men att resterandeåtgärder bedöms vara av sådant angeläget allmänt intresse att dispens enligtförfattarens mening kan lämnas.

Den sökande har i sin kompletteringsskrivelse (se bilaga), daterad 2017-11-19,redogjort för de naturvärden som fanns på platsen vid den tidpunkt dåanläggningarna tillkom samt för de konsekvenser på naturmiljön somanläggningarna medfört samt slutligen hur åtgärderna förhåller sig tillstrandskyddets syften.

KommuniceringDen PM som Ekologigruppen AB tog fram har kommunicerats med sökande.Svar inkom den 19 mars 2018, se bilaga 10.

I rapporten från Tyréns (se bilaga 10) som den sökande har skickat in framgår attTyréns anser att ett flertal av åtgärderna omfattas av beslut om strandskydds-dispens från 2012 och 2014 (se bilagorna 7 och 8). Den sökande har dockmeddelat att ansökan ska omfatta samtliga åtgärder på land och i vatten som denursprungliga ansökan omfattar.

I Tyréns rapport framgår följande: bryggorna har lokaliserats på ett sådant sätt attpåverkan på naturmiljön minimerats. Det framgår vidare att bryggorna harplacerats "vid gränsen mellan vassbältet och vegetationsfri vattenyta" (s. 22).Vad gäller påverkan på naturmiljön framför den sökande att påverkan på djur- ochväxtliv är marginell (s. 18). Den påverkan som har skett vad gäller vattenväxter isjön är inte väsentlig eftersom arterna har stor utbredning i området och påverkanberör ett mindre område. Sedimentationsbildning från bryggorna på grund avvågbildning bedöms vara obefintlig till högst måttlig. Bryggorna har även måttligpåverkan på vattenrörelser i de båda vikarna. Bryggan kan till och med verkapositivt för vattenkvaliteten i sjön Orlången (s. 20). Bryggorna har lokaliserats påett sådant sätt att inga känsliga eller skyddsvärda fågelarter påverkats negativt.Området används inte för häckning utan i första hand för födosök eller passage.

Gångvägar, rastplatser och bryggornas landfästen har placerats på ett sådant sättatt områdets höga floravärden inte påverkas.

OMRÅ.2017.3525 4

Vad gäller åtgärdernas förenlighet med strandskyddets syften gör Tyrénsbedömningen att åtgärderna är positiva för allmänhetens tillgång

Tillämpliga bestämmelserFastigheten är belägen inom strandskyddat område. Det innebär förbud mot attuppföra nya byggnader, anläggningar eller anordningar och att byggnation endastfår ske om det finns särskilda skäl till undantag från bestämmelserna i 7 kap. 15 §miljöbalken. Inom strandskyddsområde får heller inte åtgärder vidtas somväsentligt förändrar livsvillkoren för djur- eller växtarter eller byggnader ändrasså att de avhåller allmänheten från att vistas i ett område där den annars skulle hafått färdas fritt, enligt samma paragraf.

Syftet med strandskyddet är att långsiktigt trygga förutsättningarna förallemansrättslig tillgång till strandområden och att bevara goda livsvillkor fördjur- och växtlivet på land och i vatten, 7 kap. 13 § MB. Att skyddet avstränderna, tryggandet av förutsättningarna för allmänhetens friluftsliv ochbevarandet av goda livsvillkor för växter och djur är en nationell angelägenhetframgår av propositionen Svenska miljömål – delmål och åtgärdsstrategier (prop.2001/01:130, s. 117) och propositionen Strandskyddet och utvecklingen avlandsbygden (prop. 2008/09:119, s. 30 ff).

Strandskyddet är ett allmänt intresse som är så tungt att utgångspunkten är attstrandskyddet i normalfallet har företräde framför andra allmänna eller enskildaintressen (prop. 2008/09:119 s. 199).Kommunen har dock rätt att, enligt 7 kap. 18 b § MB, bevilja dispens frånförbuden mot olika åtgärder inom strandskyddat område, om åtgärden intebedöms motverka strandskyddets syften samt uppfyller något av villkoren försärskilt skäl i 7 kap. 18 c § MB.

Enligt 7 kap. 26 § miljöbalken får dispens från förbud eller föreskrifter i dettakapitel endast ges om det är förenligt med förbudets eller föreskriftens syfte.

Enligt 26 kap. 9 § miljöbalken får en tillsynsmyndighet lämna de föreläggandensom behövs för att balken ska följas.

Miljötillsynsavdelningens bedömningMiljötillsynsavdelningen gör följande bedömning.

De åtgärderna som här prövas är redan utförda och strandskyddsdispens är intebeviljad för åtgärderna. Detta innebär att prövningen ska utgå från det tänktatillstånd som förelåg när anläggningarna uppfördes och inte från platsens utseendeoch tillstånd idag. I övrigt lägger miljötillsynsavdelningen inte någon värdering iatt åtgärderna har utförts utan dispens. Det är dock den sökande som ska visaåtgärdens påverkan på naturmiljön, vilket i många fall kan vara svårare iefterhand.

OMRÅ.2017.3525 5

För att kunna bevilja strandskyddsdispens krävs särskilda skäl. Åtgärden måsteockså vara förenlig med strandskyddets båda syften. De båda syftena väger likatungt.

Finns särskilda skäl?Den sökande har angivit att det särskilda skäl som görs gällande är att åtgärden ärav angeläget allmänt intresse och inte kan tillgodoses utanförstrandskyddsområdet, 7 kap. 18 c § 5 MB. Åtgärderna har sammantaget syftat tillatt tillgängliggöra området för tillfälliga besökare, inklusive för personer medfunktionsnedsättningar av olika slag. Miljötillsynsavdelningen bedömer att dettaär ett särskilt skäl som här kan göras gällande för anläggningarna på land, dockinte för bryggorna då de inte bedöms tillgodose ett angeläget allmänt intresse ochatt behovet inte kan tillgodoses utanför det strandskyddade området. Förtillgängliggörandet av naturmiljön behövs inte bryggorna, då det finns godtillgång till strandområdet vid Gladövik från Ebbadalsvägen, väster om området.Strandskyddsdispens för stig och parkeringar har här lämnats tidigare avdåvarande miljönämnden i Huddinge kommun (se bilagorna 7-8), och urstrandskyddssynpunkt ansluter de stigar som här prövas väl till stigen sombeviljades 2014.

Miljötillsynsavdelningen gör bedömningen att det finns särskilda skäl enligt 7kap. 18 c § 5 MB att tillåta stigarna, grillplatserna och vindskyddet men attsärskilda skäl att tillåta de båda flytbryggorna inte föreligger.

Är åtgärden förenlig med strandskyddets syften?Utgångspunkten vid bedömning om åtgärdens förenlighet med strandskyddetssyften är att anläggningar inom strandskyddat område är negativt förstrandskyddets syften. Strandskyddet värnas i första hand genom att bebyggelseeller andra åtgärder inte alls kommer till stånd. I områden med av särskildbetydelse för natur- och friluftsliv finns skäl till större restriktivitet viddispensgivning (jfr prop.1997/89:45 II s. 88f).

I det PM som Ekologigruppen AB upprättat framgår att strandområden ärkänsliga miljöer och generellt kan vara viktiga livsmiljöer för fågelliv och fiskar ivattenområdet. De anser inte att bryggorna är förenliga med strandskyddets syfteatt bevara goda livsvillkor för djur- och växtarter. Det finns vidare risker medflytbryggor vad gäller vattenströmning och virvelrörelser i bottenmiljön.

Den sökande har i sin kompletteringsskrivelse, daterad 2017-11-09, angivit attbryggorna har placerats i ett område utan vass och att samtliga åtgärder ärlokaliserade så att de har så liten inverkan som möjligt på naturmiljön. Det rör sigom relativt vanliga arter och de områden med höga naturvärden, och deängsmarker med hävdgynnade växter har inte berörts av åtgärderna.Konsekvenserna på naturmiljön bedöms av den sökande vara mycket små.Konsekvenserna på naturmiljön ska inte ses ur ett individperspektiv utan hurmiljön påverkar de arter som är beroende av miljön för sin överlevnad.

OMRÅ.2017.3525 6

Naturvärdena har delvis förbättrats tack vare åtgärderna.

I rapporten från Tyréns framgår att bryggorna och andra anläggningar harlokaliserats till en plats där de har liten påverkan, och att åtgärderna i övrigt intehar påverkat naturmiljön i området. För strandskyddets ena syfte har åtgärden tilloch med varit positiv.

Miljötillsynsavdelningen anser att bryggor av denna omfattning generellt skasägas ha negativ inverkan på naturmiljön. Vid syn på platsen kunde konstateras attden norra bryggan anlagts genom ett större vassbälte med flikad vass. Dettaframgår även på tillgängliga flygbilder från platsen. Miljötillsynsavdelningen göri likhet med Ekologigruppen AB bedömningen att flytbryggorna sannolikt harplacerats i ett område med höga naturvärden, men det går inte att bortse frånTyréns bedömning om de ursprungliga triviala naturvärdena och anläggningarnasbegränsade påverkan på dessa.

Med hänsyn till att de båda rapporterna kommer fram till diametralt motsattaslutsatser vad gäller bryggornas påverkan på naturmiljön går det enligtmiljötillsynsavdelningen inte att tydligt uttala sig om åtgärden är förenlig medstrandskyddets syfte att bevara goda livsvillkor för djur- och växtliv.

Vad gäller åtgärderna på land instämmer miljötillsynsavdelningen i den sökandesbedömning att naturvärdena på platsen inte påverkats på ett oacceptabelt sätt. Attinte tillåta dessa åtgärder går därför längre än vad som krävs för att tillgodosestrandskyddet och åtgärden bedöms därmed, i denna del, förenlig medstrandskyddets syften.

Föreläggande

Flytbryggorna har anlagts av naturvårdsenheten som sorterar under natur- och byggnadsnämnden. Den nämnden ska betraktas som ansvarig för bryggorna och har rådighet över dem. Huddinge kommun äger fastigheterna (Uppgifter utelämnade) För flytbryggorna har inte tidigare beviljats strandskyddsdispens och dispens kan heller inte beviljas nu, enligt ovanstående resonemang då särskilda skäl saknas att bevilja dispens. Natur- och byggnadsnämnden ska därför föreläggas att undanröja flytbryggorna och tillhörande stenkistor och andra anordningar senast sex månader efter att detta beslut vunnit laga kraft. Miljötillsynsavdelningen finner inte att det finns anledning att förena föreläggandet med vite.

AvgiftFör prövningen av ansökan om strandskyddsdispens tas fast avgift ut med 10 260kronor. Avgiften ska betalas även om beslutet överklagas.

SammanfattningMiljötillsynsavdelningen bedömer att strandskyddsdispens kan beviljas för

OMRÅ.2017.3525 7

befintliga stigar, grillplatser och vindskydd då dessa åtgärder är förenliga medstrandskyddets syften och då särskilda skäl föreligger.

Miljötillsynsavdelningen bedömer att strandskyddsdispens inte kan beviljas för debåda bryggorna, med tillhöriga anordningar. Natur- och byggnadsnämnden skadärför föreläggas att undanröja bryggorna.

Avgift tas ut för prövningen enligt gällande taxa.

Information och upplysningLänsstyrelsen kan komma att överpröva beslutet om strandskyddsdispens om detfinns skäl att anta att det inte finns förutsättningar för dispens, eller att en brist iärendets handläggning kan ha haft betydelse för utgången av ärendet (19 kap. 3 b§ miljöbalken). Besvärstiden löper under tre veckor från det att länsstyrelsenerhållit beslutet från tillsynsnämnden. Sökanden kan kontakta länsstyrelsen,förslagsvis ungefär en månad efter erhållen dispens, för att kontrollera om enöverprövning har inletts. Information om ett ärende kan även sökas ilänsstyrelsens externa webbdiarium med hjälp av fastighetsbeteckningen.

Det är den som söker dispens som har ansvar att kontrollera att dispensbeslutetvunnit laga kraft innan några åtgärder påbörjas.

Undantag från strandskyddsbestämmelserna upphör att gälla om den avseddaåtgärden inte har påbörjats inom två år eller avslutats inom fem år från den dag dåbeslutet vunnit laga kraft.

Beslutet kan överklagas, se bilaga.

Staffan Stafström Jan CasserstedtAvdelningschef Jurist

Bilagor:1. Hur du överklagar tillsynsnämndens beslut

2. Fotografier på bryggor och situationsplan med markering där det framgårvad som ska tas bort

3. Översiktsbild, 2016

4. Bilaga till beslut om strandskyddsdispens

5. PM från Ekologigruppen (uppgift utelämnad) 2017-11-24.

OMRÅ.2017.3525 8

6. Komplettering av ansökan, 2017-11-09.

7. Beslut den 9 december 2014 och ansökan i ärende OMRÅ.2014.1599.

8. Beslut den 13 juni 2012 och ansökan i ärende OMRÅ.2012.1083.

9. Flygfotografier från 2011, 2013, 2015 och 2016.

10. Yttrande från Naturvårdsenheten, inkommet 2018-03-16.

Sändlista:Delges beslutNatur- och byggnadsnämnden

Kopia tillNatur- och gatudriftsavdelningen, naturvå[email protected]

Länsstyrelsen i Stockholms lä[email protected]