Frågor och svar - utredningsfas

Här publicerar vi svar på frågor kring utredningsfasen. Materialet baseras på frågor som kommit till oss från Naturvårdsverket, länsstyrelser och kommuner.

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

Riskbedömning miljö

Skydd av markmiljö

Markmiljön som skyddsobjekt

Publicerad 15 februari 2024
Ett tidigare industriområde ska bebyggas med bostäder. Marken består av fyllnadsmassor. Är det OK att bortse från skyddsobjektet markmiljö när man tar fram platsspecifika riktvärden?

SGI:s synpunkter

När en riskbedömning av ett förorenat område ska göras ska utgångspunkten vara att beakta de skyddsobjekt som bevisligen finns på och i anslutning till det förorenade området. Det är endast i verkligt speciella situationer som skyddsobjekt kan uteslutas. För att det ska vara befogat att stryka ett skyddsobjekt redan i riskbedömningen måste det vara uppenbart att:

1) Skyddsobjektet saknas.

2) Skyddsobjektet helt saknar skyddsvärde.

Tidsperspektivet är i båda fallen idag och i framtiden (kommande generationer).

I det aktuella fallet har skyddsobjektet markmiljö strukits från riskbedömningen och har därmed ansetts helt sakna skyddsvärde. Att ta bort skyddsobjekt innebär att man sätter skyddsvärdet till noll, idag och i framtiden. Detta är ett radikalt antagande som överensstämmer dåligt med miljöbalkens synsätt samt vedertagen metodik för riskhantering i samhället generellt. I det aktuella fallet är antagandet ytterst tveksamt: ett nytt bostadsområde i utkanten av ett mindre samhälle, med landsbygd och jordbruksmark i närområdet.

Angreppssättet att antingen beakta eller helt stryka ett skyddsobjekt leder lätt till slutsatsen att antingen har objektet ett högt skyddsvärde eller också saknas skyddsvärde helt och hållet. Detta är ett olämpligt synsätt och vi menar att det finns mellanting. Givetvis kan det vara problematiskt att bedöma hur stort skyddsvärdet är, och i förlängningen vilken skyddsnivå som är lämplig, men utgångspunkten måste vara att naturen ska skyddas, även markekosystemet. Att markekosystemet skadats av föroreningen är inte ett hållbart argument för att stryka markmiljön som skyddsobjekt.

Om markekosystemet redan skadats bör målet vara att återskapa ett fungerande markekosystem som stödjer planerad markanvändning.

När platsspecifika riktvärden tas fram vid en riskbedömning bör samma utgångspunkt gälla, det vill säga att alla skyddsobjekt ska beaktas. När det gäller markmiljö finns det dock även andra metoder för att bedöma risker. SGI anser att ett lämpligt första steg för bedömning av risker för markmiljö är att jämföra föroreningshalter i jord med generella riktvärden för skydd av markmiljö. Visar denna jämförelse på att det kan föreligga risk kan det vara motiverat med fördjupade utredningar för att minska osäkerheterna när det gäller risker för markekosystemet. En komplett ekologisk riskbedömning är dock ofta kostsam att utföra och inkluderar såväl kemiska som biologiska metoder. Därför är det lämpligt att arbeta stegvis och börja den fördjupade bedömningen med att använda kemiska biotillgänglighetsmetoder. För ytterligare information om metodik se exempelvis SGI:s rapporter Ekologisk riskbedömning: Att använda kemiska biotillgänglighetsmetoder i platsspecifik ekologisk riskbedömning (Berggren Kleja och Enell, 2021) och Fördjupad markekologisk riskbedömning: Skönsmon 2:12, fd Kubikenborgs sågverk och Sundsvalls fönsterfabrik (Tiberg m.fl., 2019).

I många projekt är det svårt att göra sådana platsspecifika ekologiska riskbedömningar, eftersom de är kostsamma. I projekt där kemiska biotillgänglighetsmetoder inte är en framkomlig väg eller om det kvarstår stora osäkerheter och det inte är möjligt att göra en fullständig ekologisk riskbedömning så finns ytterligare ett sätt att gå vidare. Det är att ta med markmiljöfrågan inklusive osäkerheterna till riskvärderingen.

Osäkerheterna när det gäller skydd av markmiljö kan då hanteras genom att formulera olika scenarier som speglar några olika risknivåer. I riskvärderingen värderar man dessa scenarier var för sig och får på det viset ett antal olika resultat (lika många som antalet scenarier). Resultaten kan sedan jämföras med varandra och man kan då dra slutsatser om osäkerheterna har någon betydelse för val av åtgärdsalternativ och i så fall på vilket sätt. Mer hjälp om riskvärderingsfrågor inklusive alternativa scenarier finns i SGI Vägledning 7 (SGI, 2022).

Referenser

Berggren Kleja, D. & Enell A. (2021). Ekologisk riskbedömning, Att använda kemiska biotillgänglighetsmetoder i platsspecifik ekologisk riskbedömning, Statens geotekniska institut, SGI, Linköping.

Tiberg, C., Enell, A., Back, P-E. & Berggren Kleja, D. (2019). Fördjupad markekologisk riskbedömning, Skönsmon 2:12, fd Kubikenborgs sågverk och Sundsvalls fönsterfabrik, Statens geotekniska institut, SGI, Linköping.

SGI (2022). Riskvärdering vid förorenade områden, Arbetsgång för hållbara åtgärder, SGI Vägledning 7, Statens geotekniska institut, SGI, Linköping.

Ytterligare information

Back, P-E., Enell, A., Fransson, M., Hermansson, S., Rosén, L., Volchko, Y., Wiberg, K. & Åberg, A. (2016). Markmiljöns skyddsvärde. En härledning med utgångspunkt i miljöetik och lagstiftning, SGI Publikation 27, Statens geotekniska institut, SGI, Linköping.
Markmiljöskydd i Naturvårdsverkets beräkningsverktyg

Publicerad 15 februari 2024
Hur ändrar man markmiljöskyddet i procent i beräkningsverktyget?

SGI:s synpunkter

Naturvårdsverkets riktvärdesmodell och beräkningsverktyg omfattar två skyddsnivåer avseende skydd av markmiljö: känslig markanvändning (KM) som motsvarar skydd av 75 % av marklevande arter och mindre känslig markanvändning (MKM) som motsvarar skydd av 50 % av marklevande arter. På fliken ”Inmatning” under ”skydd av markmiljö” markerar man skyddsnivå för det aktuella fallet. Beräkningsverktyget är inte utformat för att använda andra skyddsnivåer, men det är möjligt göra manuellt (se beskrivning i nästa stycke). Om beräkningsverktyget används på detta sätt är det mycket viktigt att det motiveras och dokumenteras tydligt i rapport och i beräkningsverktygets olika flikar. Notera dock att en lägre skyddsnivå än 50 % inte bör användas (Naturvårdsverket, 2009a).

Om man av någon anledning vill göra en bedömning baserad på en annan skyddsnivå, till exempel 95 % av marklevande arter i ett känsligt område, går det att göra. En annan skyddsnivå kan tas fram baserat på ekotoxikologiska data för den aktuella föroreningen. Hur man tagit fram riktvärden för skydd av 50 respektive 75 % av marklevande arter framgår av Naturvårdsverkets rapport 5976 (Naturvårdsverket, 2009b) samt bilaga 1 (Naturvårdsverket, 2016a). Det är också möjligt att andra organisationer, till exempel myndigheter i andra länder, har tagit fram riktvärden för andra skyddsnivåer som kan användas. I beräkningsverktyget anges det nya riktvärdet som tagits fram som indata till ämnesparametrarna EKM eller EMKM beroende på aktuell markanvändning. Riktvärdesändringen görs genom att i fliken inmatning under modulen ”Skapa eller ta bort ämne” där man skapar nytt ämne och under modulen ”Ändra eget ämne” där själva ändringen av riktvärdet görs. Ändringen kommer då att framgå i bladen ”Kommentarer”, ”Uttagsrapport” samt ”Avvikelser ämnesdata” vilket är viktigt för transparensen av modellberäkningen. Hur justeringar av olika ämnesparametrar kan göras i beräkningsverktyget är beskrivet i bilaga 4 till Naturvårdsverkets rapport 5976 (Naturvårdsverket, 2016b).

Referenser

Naturvårdsverket (2009a). Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. (Rapport 5977).

Naturvårdsverket (2009b). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. (Rapport 5976).

Naturvårdsverket (2016a). Bilaga 1 – Sammanställning av indata till riktvärdesmodellen (PDF, 1,05 MB).

Naturvårdsverket (2016b). Bilaga 4 Handledning för beräkningsprogram (PDF, 0,74 MB).

Skydd av grundvatten

Grundvattnets skyddsvärde
Publicerad 15 februari 2024
Hur kan man resonera kring grundvattnets skyddsvärde?

SGI:s synpunkter

I princip har grundvatten alltid ett skyddsvärde, bland annat på grund av befintliga eller framtida grundvattenuttag, grundvattenberoende ekosystem (utströmningsområden med mera) samt grundvattnet som en del av ekosystemets egna skyddsvärde. Skyddsvärdet omfattar alltså mer än bara naturresursen grundvatten. En naturresurs är per definition något som är till nytta för människor men grundvattnets skyddsvärde omfattar alltså även rena miljö-aspekter.

En utgångspunkt vid värderingen av grundvattnets skyddsvärde bör vara miljömålet ”Grundvatten av god kvalitet” som är ett av totalt sexton nationella miljökvalitetsmål. Detta miljömål innebär att grundvattnet ska ge en säker och hållbar dricksvattenförsörjning samt bidra till en god livsmiljö för växter och djur i sjöar och vattendrag. Det innebär bland annat att:
- Grundvattnets kvalitet är sådan att det inte begränsar användningen av grundvatten för allmän eller enskild dricksvattenförsörjning.
- Utströmmande grundvatten ska ha sådan kvalitet att det bidrar till en god livsmiljö för djur och växter i källor, våtmarker, sjöar och vattendrag.
- Grundvattennivåerna är sådana att negativa konsekvenser för vattenförsörjning, markstabilitet eller djur- och växtliv i angränsande ekosystem inte uppkommer.
- Grundvattenförekomster som omfattas av förordningen (2004:660) om förvaltningen av kvaliteten på vattenmiljön har god kemisk status.
Grundvattnet kan vara skyddsvärt ur en rad olika aspekter. Förutom att det kan nyttjas av människan direkt (dricksvatten, bevattning etc.) finns det andra värden som kan vara betydande där även kommande generationers behov ska beaktas. Dessutom har grundvattnet ett värde som en del av ekosystemet, utan att direkt användas av människor. Enligt det miljöetiska synsätt som miljöbalken bygger på har ekosystemet ett eget skyddsvärde och grundvattnet utgör en viktig del av ekosystemet. Några olika aspekter att ta hänsyn till när man diskuterar skyddsvärdet hos grundvatten är till exempel:
- Hälsa (dricksvatten på plats och nedströms, ånga till byggnader, dusch och tvätt, bevattning).
- Miljöskydd (upptag i organismer, livsmiljö för organismer, grundvattenberoende ekosystem, ytvattenekosystem nedströms).
- Naturresurs (befintlig samt möjlig framtida grundvattenresurs).
- Socioekonomi (påverkan på fastighetsvärden, påverkan på ekosystemtjänster).
Av Naturvårdsverkets vägledningsmaterial (Naturvårdsverket, 2009) framgår att grundvatten inte bara är skyddsvärt som naturresurs utan att andra aspekter också måste beaktas: ”Förutom att skydda människors hälsa bör grundvattnet också ha en kvalitet som inte hindrar etablering av växter och dess rotsystem. Föroreningshalterna bör inte leda till direkta eller indirekta negativa effekter på djur och växter genom upptag av föroreningar. Halterna bör inte heller ge negativa miljöeffekter i områden med utströmmande grundvatten, som till exempel våtmarker eller ytvattenrecipienter.”

Värdering av grundvatten görs även i andra sammanhang än i arbetet med förorenad mark, till exempel i samband med infrastrukturprojekt eller vid fysisk planering. Därför kan det vara relevant att lyfta blicken och se hur grundvatten värderas inom andra områden.

Referenser

Naturvårdsverket (2009). Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. (Rapport 5977).

Ytterligare information

Göransson, A (2008). Kan grundvatten värderas? Grundvattenrådet för Kristianstadslätten.

Naturvårdsverket (2002). Värdering av grundvattenresurser. Metoder och tillvägagångssätt. Rapport 5142.

Thorsbrink M, Dahlqvist P, Holgersson B, McCarthy J (2016). Geologins betydelse för grundvattenberoende ekosystem. SGU-rapport 2016:11. Sveriges Geologiska Undersökning, Uppsala
Grundvattenskydd i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell

Publicerad 15 februari 2024
Hur tas hänsyn till grundvattnets skyddsvärde i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell?

SGI:s synpunkter

I Naturvårdsverkets beräkningsverktyg för riktvärden kan skydd av grundvatten beaktas på två sätt. Det första sättet är att grundvattnet i en uttagsbrunn för dricksvatten skyddas om exponeringsvägen ”intag av dricksvatten” har markerats på inmatningsbladet och därmed inkluderas i beräkningen av riktvärden för människors hälsa. Det andra sättet att skydda grundvattnet är att markera ”Skydd av grundvatten beaktas” på inmatningsbladet. Innebörden av det senare är att grundvatten skyddas oberoende av om det sker något dricksvattenuttag, dvs. grundvattnet skyddas på andra grunder än utifrån dricksvattenanvändning. För flertalet ämnen har Naturvårdsverket dock satt haltkriteriet för grundvatten till 50 % av Livsmedelsverkets eller WHO:s dricksvattennorm (Naturvårdsverket, 2016).

I princip har grundvatten alltid ett skyddsvärde, bland annat på grund av befintliga eller framtida grundvattenuttag, grundvattenberoende ekosystem (utströmningsområden m.m.) samt att grundvattnet i sig själv har ett skyddsvärde eftersom alla delar av ekosystemet har ett egenvärde. Skyddsvärdet grundar sig alltså i mer än att bara se grundvatten som en naturresurs. En naturresurs är per definition något som har ett värde för att det kan vara till nytta för människor. Skyddsvärdet för grundvatten grundar sig däremot alltså även i rena miljöaspekter.

I KM-scenariot skyddas grundvattnet både inom och utanför det aktuella området medan MKM-scenariot begränsar skyddet till nedströms det förorenade området (Naturvårdsverket, 2009). Grundvattnet nedströms skyddas i MKM-scenariot genom att halterna i grundvatten 200 m från det förorenade området inte får överskrida haltkriterierna för grundvatten (avstånd 0 m i KM-scenariot).

Referenser

Naturvårdsverket (2009). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. (Rapport 5976).

Naturvårdsverket (2016). Bilaga 1 – Sammanställning av indata till riktvärdesmodellen (PDF, 1,05 MB).

Ytterligare information

Naturvårdsverket (u.d.). Utgångspunkter för avhjälpande av förorenade områden .

Om man inte beaktar skydd av grundvatten när man tar fram platsspecifika riktvärden, vad innebär det?

SGI:s synpunkter

När platsspecifika riktvärden tas fram finns vissa möjligheter att utesluta exponeringsvägar och skyddsobjekt som finns med i Naturvårdsverkets generella scenarier (KM och MKM). Ett skyddsobjekt ska bara uteslutas om det är uppenbart att skyddsobjektet antingen saknas, omöjligen kan exponeras eller helt saknar skyddsvärde. Tidsperspektivet är i samtliga fall idag och i framtiden (kommande generationer). Det räcker alltså inte med att riskerna för skyddsobjektet bedöms vara låga i dagsläget. Utgångspunkten i riskbedömningen och vid framtagning av platsspecifika riktvärden bör därför vara att grundvattnet utgör ett skyddsobjekt och att grundvattnet är skyddsvärt. Det innebär inte nödvändigtvis att samma skyddsvärde och samma skyddsnivå bör gälla allt grundvatten (Naturvårdsverket, u.d.).

I Naturvårdsverkets vägledningsmaterial (Naturvårdsverket, 2009) anges några punkter att tänka på när det gäller platsspecifika riktvärden och skydd av grundvatten. Exempelvis kan ett högre skydd för grundvatten vara motiverat när det gäller prioriterade föroreningar eller för områden som redan tidigare har höga bakgrundshalter i grundvatten (eftersom högre bakgrundshalter innebär att det finns mindre marginal till halter där negativa effekter kan uppkomma).

Slutligen bör observeras att platsspecifika riktvärden för jord sällan är ett bra verktyg för att beskriva problematiken kring föroreningsspridning och förorenat grundvatten. Därför kan andra, kompletterande, angreppssätt behöva användas i riskbedömningen.

Referenser

Naturvårdsverket (2009). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. (Rapport 5976). September 2009.

Naturvårdsverket (u.d.). Utgångspunkter för avhjälpande av förorenade områden .
Vattenskyddsområde

Publicerad 15 februari 2024
Är det generella KM-riktvärdet framtaget för att ge ett tillräckligt skydd för grundvattnet inom ett vattenskyddsområde?

SGI:s synpunkter

Utgångspunkten i Naturvårdsverkets generella scenarier är att grundvatten skyddas på och utanför den aktuella platsen i scenariot för känslig markanvändning (KM). Haltkriterierna för grundvatten är för de flesta ämnen 50 % av dricksvattennormen (Naturvårdsverket, 2016). I vissa fall kan det vara motiverat att justera haltkriterierna, vilket framgår indirekt av Naturvårdsverkets rapport 5976 (Naturvårdsverket, 2009):

”De grundvattenformationer som nationellt klassas som viktiga för nuvarande och framtida vattenförsörjning har ett särskilt högt skyddsvärde, men även mindre grundvattenresurser bör skyddas för framtida behov. Högre krav på vattnets kvalitet än dricksvattennormen kan ställas om detta är motiverat.”

”Vid beräkning av platsspecifika riktvärden bör dock hänsyn tas till bakgrundshalter i omgivande grundvatten och till grundvattenmagasinets storlek och skyddsvärde. Det syftar till att markföroreningen inte bör ge ett oacceptabelt halttillskott eller orsaka en oacceptabel belastning på grundvattnet.”

”Områden som redan tidigare har höga bakgrundshalter i grundvattnet på grund av naturlig eller antropogen påverkan. I sådana fall kan haltkriterierna behöva justeras, eftersom det finns en mindre marginal till de halter där negativa effekter kan uppkomma.”

Ovanstående visar att det vid riskbedömning och beräkning av platsspecifika riktvärden är nödvändigt att ta hänsyn till grundvattnets skyddsvärde på platsen. Notera att för grundvattenförekomster behöver hänsyn även tas till beslutade miljökvalitetsnormer. Beslutade miljökvalitetsnormer framgår av VISS. Inom ett vattenskyddsområde har vatten naturligtvis ett högt skyddsvärde, och det är rimligt att utgå från KM-scenariot vad gäller skydd av grundvatten. Det innebär att man vid beräkning av platsspecifika riktvärden kryssar i rutan ”Skydd av grundvatten beaktas” och anger ”avstånd till skyddat grundvatten” till 0 m, samt anger ”avstånd till brunn” till 0 m, och att exponeringsvägen intag av dricksvatten finns med.

Vare sig man använder de generella riktvärdena eller tar fram platsspecifika riktvärden så är det viktigt att se om förhållandena i övrigt överensstämmer med de som gäller för KM -scenariot. Det gäller till exempel det förorenade områdets storlek, geohydrologiska parametrar som hydraulisk konduktivitet och gradient samt utlakningsegenskaper. Man måste vara medveten om att den spridningsmodell som finns i Naturvårdsverkets beräkningsverktyg för riktvärden är en enkel och generell modell. I många fall ligger en grundvattentäkt i en geologisk miljö som avviker från den generellt antagna i beräkningsverktyget och då kan det finnas behov av mer detaljerade platsspecifika modelleringar.

I ett vattenskyddsområde är grundvatten ett självklart skyddsobjekt och då behöver spridning och belastning beskrivas. Man bör inte bara titta på halter i marken, utan också göra en bedömning av mängden förorening som kan belasta recipienten/skyddsobjektet (Fröberg et al., 2021). Stora områden med måttliga halter kan utgöra en större risk än små områden med höga halter. Detta visar att enbart fokus på riktvärden kan bli missvisande inom vattenskyddsområden (liksom även i andra sammanhang).

Referenser

Fröberg M., Wernersson A-S., Hermansson S. & Bengtsson H. (2021). Bedömning av förorenade områdens belastning på yt- och grundvatten, Statens geotekniska institut, SGI, Linköping.

Naturvårdsverket (2009). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. (Rapport 5976).

Naturvårdsverket (2016). Bilaga 1 – Sammanställning av indata till riktvärdesmodellen. (PDF, 1,05 MB)
Haltkriterier för grundvatten i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell

Publicerad 15 februari 2024
Vad är det för haltkriterier som styr bedömningen för skydd av grundvatten i riktvärdesmodellen? Är det ekotoxikologiska eller hälsoriskbaserade haltkriterier?

SGI:s synpunkter

De haltkriterier för grundvatten som används i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell är baserade på dricksvattennormer från Livsmedelsverket och WHO, i de fall sådana finns. Haltkriterierna i riktvärdesmodellen motsvarar 50 % av dricksvattennormen och är i första hand hälsoriskbaserade (Naturvårdsverket, 2016). För en del ämnen tas hänsyn till att grundvattnet kan vara otjänligt som dricksvatten på grund av lukt och smak vid lägre halter än vad som utgör en hälsorisk, i analogi med Livsmedelsverkets dricksvattennorm. Haltkriterierna för grundvatten i riktvärdesmodellen är alltså i huvudsak hälsoriskbaserade, oavsett om grundvattnet nyttjas som dricksvatten eller skyddas ur miljösynpunkt (exempelvis ekologiska värden).

Observera att haltkriterierna är tänkta att användas i beräkningsmodellen för att göra ”baklängesberäkningar” till riktvärden i mark. Baklängesberäkning innebär att man utifrån en tolerabel halt i grundvattnet räknar fram den halt i jord som kan ge upphov till denna grundvattenhalt. Haltkriterierna är inte tänkta att användas för en direkt jämförelse med uppmätta halter i grundvatten. Då bör andra jämförvärden och haltkriterier användas, till exempel de som finns i SGU:s bedömningsgrunder för grundvatten (SGU, 2013).

Referenser

Naturvårdsverket (2016). Bilaga 1 – Sammanställning av indata till riktvärdesmodellen (PDF, 1,05 MB).

SGU (2013). Bedömningsgrunder för grundvatten. (SGU-rapport 2013:01). Sveriges geologiska undersökning.
Borttagande av skydd av grundvatten (före detta vattentäkt)

Publicerad 15 februari 2024
Kan skydd av grundvatten tas bort vid beräkning av platsspecifika riktvärden med motiveringen att vattenverket är stängt och inga brunnar får borras inom området?

SGI:s synpunkter

Som motiv till att ta bort skydd av grundvatten i detta fall har bland annat följande skrivning i Naturvårdsverkets vägledningsmaterial angetts (Naturvårdsverket, 2009; avsnitt 6.3.1.):

”Skydd av grundvatten för dricksvattenändamål är inte alltid motiverat 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 motiverat. Andra krav på grundvattnet kan dock ställas av hänsyn till miljöaspekter, exempelvis när grundvattnet är spridningsväg till ytvatten eller ger påverkan på andra ekosystem såsom våtmarker.”

Att grundvatten inte nyttjas av människor stämmer i dagsläget. Att välja att inte ta med skydd av grundvatten innebär dock att man sätter en begränsning på hur området nyttjas även i framtiden eftersom en riskbedömning ska omfatta långtidsperspektivet. Det kan inte uteslutas att en vattentäkt kan tas i drift igen efter det att en lämplig reningsteknik tagits fram och installerats. Man ska också vara medveten om att grundvatten kan nyttjas för andra ändamål än som dricksvatten. Det kan exempelvis vara för bevattning av grödor och fruktodlingar eller som dricksvatten för kreatur och andra tamdjur.
Det är alltså rimligt att grundvattnet betraktas som skyddsvärt inom riskbedömningen även om täkten inte är i drift idag och de boende inte kommer att anlägga egna brunnar.

I detta sammanhang kan nämnas att resonemangen om skydd av grundvatten i Naturvårdsverkets vägledning speglar ett äldre synsätt som inte alltid stämmer med andemeningen i miljöbalken, de svenska miljökvalitetsmålen samt EU:s vattendirektiv. Då grundvattnets skyddsvärde ska bedömas bör utgångspunkten alltid vara att grundvatten är skyddsvärt, liksom alla andra komponenter i ekosystemen. Det är en naturlig utgångspunkt eftersom grundvattnet är en del av naturen. Av miljöbalkens portalparagraf samt miljöbalkens förarbeten framgår tydligt att naturen har ett eget skyddsvärde. Detta skyddsvärde finns även för grundvatten, oberoende av om grundvattnet idag används som dricksvatten eller inte. Sedan kan det naturligtvis finnas undantag där grundvattnet är helt ointressant för både människor och naturen i sig på både kort och lång sikt, men det är i så fall just undantag.

Referenser

Naturvårdsverket (2009). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. (Rapport 5976). September 2009.

Skydd av ytvatten

Stor utspädning i recipient

Publicerad 15 februari 2024
Har utspädningens storlek i recipienten någon betydelse?

SGI:s synpunkter

Vid beräkning av utspädning från grundvatten till ytvatten i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell så antas fullständig omblandning samt att inga andra föroreningskällor belastar recipienten. I praktiken är detta sällan fallet eftersom föroreningshalterna kan vara högre lokalt vid utsläppspunkten, till exempel i mindre vikar, i djuphålor och liknande. Man bör därför vara försiktig i sina antaganden om utspädningseffekter.

När det gäller spridning av förorening till stora sjöar och vattendrag, där utspädningen är stor och föroreningshalterna i ytvattnet (eller haltökningen) därför blir liten, är det särskilt viktigt att riskbedömningen har ett brett perspektiv. Man bör då inte fokusera på riktvärden för jord, utan också titta på belastningen på recipienten (Fröberg et al., 2021), både vad gäller vilka föroreningsmängder som tillförs vattendraget och om det sker en ackumulering i sedimenten och/eller biota (Naturvårdsverket, 2009). Hela det ”belastningsutrymme” som ytvattnet klarar av får heller inte upptas av föroreningar från det förorenade området eftersom det ofta finns annat som bidrar till den totala belastningen. Med brett perspektiv menas också att riskbedömningen måste ta hänsyn till vad som händer på kort och lång sikt (till exempel ackumulation, förändrade spridningsförutsättningar, kvarvarande mängder förorening som under lång tid bidrar till föroreningsspridning och belastning på recipient). Därför bör man inte enbart förlita sig på riktvärdesberäkningar när man bedömer dessa risker.

Naturvårdsverket anger i sina utgångspunkter för avhjälpande av förorenade områden (Naturvårdsverket, u.d.) att ytvatten ska skyddas så att kvaliteten är god och inte försämras och så att bakgrundshalterna inte ökar.

Referenser

Fröberg M, Wernersson A-S, Hermansson S och Bengtsson H, 2021, Bedömning av förorenade områdens belastning på yt- och grundvatten, Statens geotekniska institut, SGI, Linköping.

Naturvårdsverket (2009). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. Rapport 5976.

Naturvårdsverket (u.d.). Utgångspunkter för avhjälpande av förorenade områden .
Haltkriterier för ytvatten i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell

Publicerad 15 februari 2024
Ingår bedömningsgrunderna för miljökvalitetsnormer som haltkriterier för ytvatten i Naturvårdesverkets riktvärdesmodell?

SGI:s synpunkter

Hur haltkriterierna för ytvatten har räknats fram varierar och beskrivs för olika ämnesgrupper i avsnitt 2.5 i bilaga 1 till Naturvårdsverkets rapport 5976 (Naturvårdsverket, 2009 & 2016). För enskilda ämnen framgår hur haltkriterierna tagits fram av tabell A3.7 i samma bilaga. I samband med att beräkningsverktyget reviderades 2016 reviderades även bilaga 1. För några ämnen publicerades även datablad där bland annat haltkriterier för ytvatten beskrivs. I Naturvårdsverkets riktvärdesmodell betecknas haltkriterier för ytvatten som Ccrit-sw, men här benämns de fortsättningsvis som ytvattenkriterier.

Sammanfattningsvis gäller att för metaller, PCB och dioxiner baseras ytvattenkriteriet på bakgrundshalter (halter uppmätta på bakgrundslokaler) och TBT på screeningdata (halter uppmätta på både bakgrundslokaler och påverkade lokaler). Övriga ytvattenkriterier baseras på effektbaserade bedömningsgrunder, som ska skydda vattenlevande organismer. I första hand används så kallade EQS-värden, (Environmental Quality Standards). EQS-värdena är framtagna för vattenmyndigheternas klassificering av ytvattenstatus. För övriga ämnen har effektbaserade bedömningsgrunder hämtats från andra länder. Av tabellen nedan framgår för vilka ämnen/ämnesgrupper som ytvattenkriterier har baserats på EQS-värden, andra länders värden respektive bakgrundshalter.

Sammanställning av hur ytvattenkriterier har tagits fram. (PDF, 0,16 MB)

Referenser

Naturvårdsverket (2009). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. Rapport 5976.

Naturvårdsverket (2016). Bilaga 1 – Sammanställning av indata till riktvärdesmodellen (PDF, 1,05 MB).

Riskbedömning markanvändning och tidsperspektiv

Markanvändning

Hårdgjorda ytor

Publicerad 15 februari 2024
Tar Naturvårdsverkets riktvärdesmodell hänsyn till att det kan finnas hårdgjorda ytor inom ett område för mindre känslig markanvändning (MKM) eller utgår modellen från att all mark är frilagd?

SGI:s synpunkter

När det gäller hårdgjorda ytor så tar man en viss hänsyn till detta i det generella scenariot för mindre känslig markanvändning eftersom grundvattenbildningen justerats med hänsyn till att det sker viss ytavrinning (Naturvårdsverket, 2016). Uppskattningen av grundvattenbildningen är grov och Naturvårdsverket anger inte en definierad andel hårdgjord yta eller en viss avrinningskoefficient.

Även andra aspekter påverkas av om det finns hårdgjorda ytor, till exempel om och hur människor exponeras för jorden. Intuitivt är det rimligt att anta att hårdgjorda ytor innebär att exponeringen minskar. Naturvårdsverket anger inte om de exponeringsantaganden som finns i de generella scenarierna utgår från att hårdgjorda ytor förekommer eller inte.

Som alltid är det viktigt att se till helheten i riskbedömningar och att låta scenariot och markanvändningen vara så generell att den tål viss förändring av verksamheter (man bör till exempel inte låsa fast sig vid att vissa byggnader finns inom området eller att en viss andel av marken är asfalterad). Grundtanken i miljöbalken, och hela efterbehandlingsarbetet, är att man ska ha ett långtidsperspektiv. En asfalterad yta kanske håller 10 - 20 år. Detta kan jämföras med flergenerationsperspektivet som gäller för hållbar utveckling och miljöbalken. Sammantaget anser SGI därför att hårdgjorda ytor inte är att beteckna som en markanvändning.

Referenser

Naturvårdsverket (2016). Bilaga 1 – Sammanställning av indata till riktvärdesmodellen (PDF, 1,05 MB).

Tidsperspektiv

Riskbedömningens tidsperspektiv

Publicerad 15 februari 2024
I en riskbedömning för ett specifikt förorenat område har man utgått från en tidshorisont på 20-30 år när man beskrivit riskerna. Vilket tidsperspektiv är rimligt för riskbedömningen?

SGI:s synpunkter

En av Naturvårdsverkets utgångspunkter för avhjälpande av förorenade områden berör just tidsperspektivet: ”Miljö- och hälsorisker bör bedömas i ett kort såväl som långt tidsperspektiv” (Naturvårdsverket, u.d.). Med ett långt tidsperspektiv menar Naturvårdsverket 100-tals till 1000 år. Även om markanvändningen bara är överblickbar i ett kortare tidsperspektiv så behöver man beakta vad som kan hända på längre sikt, t.ex. avseende förväntade markanvändningsförändringar, kvarlämnade föroreningar, åtgärders beständighet på lång sikt och effekter av klimatförändringen.

Det svenska efterbehandlingsarbetet bygger på Miljöbalken, vars första mening i portalparagrafen lyder: ”Bestämmelserna i Miljöbalken syftar till att främja en hållbar utveckling som innebär att nuvarande och kommande generationer tillförsäkras en hälsosam och god miljö.”

Tidsperspektivet är således givet: nuvarande och kommande generationer. Att kommande generationer ska beaktas är en grundbult i det hållbarhetsarbete som Miljöbalken syftar till. Det är detta som ligger till grund för Naturvårdverkets utgångspunkter och är inget som kan förhandlas bort för enskilda objekt. Ett tidsperspektiv på 20–30 år är därför orimligt kort och omfattar nätt och jämnt den nuvarande generationen. Under en så lång tidsperiod som flera generationer kan markanvändningen förändras, men Naturvårdsverket har ändå kommit till slutsatsen att det är rimligt att riskbedömningen begränsas till planerad framtida markanvändning. Vid denna bedömning väger en gällande detaljplan tungt.

Referenser

Naturvårdsverket (u.d.). Utgångspunkter för avhjälpande av förorenade områden .

Riskbedömning hälsa

Exponeringsförhållanden

Oral biotillgänglighet – använd-ning vid beräkning av platsspecifika riktvärden

Publicerad 15 februari 2024
Vad bör man tänka på om man använder biotillgänglighetsanalyser vid beräkning av platsspecifika riktvärden?

SGI:s synpunkter

Vid bedömningar av hälsorisker med förorenad jord anses oralt intag ofta vara en viktig exponeringsväg (dock beroende på markanvändning). Vid hälsoriskbedömning av förorenad jord förutsätts oftast att 100 % av det intagna ämnet tas upp i kroppen (riskbedömningen utgår då från totalhalten i provet). Detta antagande kan vara mycket konservativt (och ger samtidigt en säkerhetsmarginal). Genom att i stället ta hänsyn till vad som är biotillgängligt i jorden kan man öka precisionen i riskbedömningen.

Hälsoriskbedömningar baseras vanligtvis på uppskattat tolerabelt dagligt intag (TDI). För beräkning av platsspecifika riktvärden så kan man även använda laboratorietester som simulerar utlakning i mage-tarmkanal vilket ger ett mått på biotillgänglig halt. Jord är en komplex matris och föroreningar kan vara olika hårt bundna till matrisen, och därmed vara olika biotillgängliga. För att uppskatta den orala biotillgängligheten har olika provrörstester utvecklats i olika länder. UBM-metoden är en av dem. SGI rekommenderar den metoden då den utförs enligt en internationell standard (ISO 17924:2018), och är validerad för arsenik, antimon, kadmium och bly. Det finns dock även andra testmetoder.

UBM-metoden simulerar utlakningsprocesserna i mag-tarmkanalen. Kortfattat, så vägs ett siktat jordprov in och lakas i tre steg med artificiell saliv, magsaft och galla/tunntarmsvätska och simulerar utlakningen i munhåla, mage och tunntarm. Efter centrifugering analyseras halten löst förorening och relateras till den totala halten förorening i jordprovet. Med testet bestäms på så sätt en biotillgänglig andel som kan användas vid beräkning av riktvärden. Den biotillgänglighetsfaktor som ska anges i beräkningsverktyget (biotillgänglighetsfaktor, oral biotillgänglighet fbio_or) avser relativ biotillgänglighet. Relativ biotillgänglighet är den biotillgängliga andelen i den undersökta jorden (dvs. resultatet från UBM-test) i förhållande till vad som antagits vid bestämning av toxikologiskt referensvärde.

Upptaget i kroppen av en förorening sker framför allt i tunntarmen (precis som för näringsämnen). Den lösliga halten efter centrifugering i testet simulerar alltså halten i tunntarmen efter passage via munhåla och mage, och är den maximala halt som kan transporteras över människans tunntarm och potentiellt nå målorgan och där ha en toxisk effekt.

Eftersom upptaget av en förorening, precis som näringsämnen, sker i tunntarmen använder man normalt den biotillgängliga halten i tunntarmen. Vill man göra en konservativ bedömning kan man använda halten i magen, eller totalhalten i provet. Notera att detta gäller principiellt. I ett specifikt fall, då endast något enstaka test gjorts, är det inte möjligt att fastslå om ett visst resultat är konservativt eller inte eftersom slumpeffekter spelar in vid en enskild mätning.

SGI anser att om värdet för oral biotillgänglighet ska justeras vid beräkning av platsspecifika riktvärden ska det finnas ett dataunderlag som är tillräckligt för en statistisk bearbetning. Precis som för annan provtagning är det viktigt att de uttagna proven är representativa för området som ska riskbedömas och att eventuella olika egenskapsområden bedöms separat. Antalet mätvärden som behövs beror på hur representativa proverna är, variabiliteten samt vilken säkerhet som behövs i slutresultatet.

Vilket eller vilka värden på biotillgänglighetsfaktorn som slutligen ska användas vid riktvärdesberäkningen måste bedömas från fall till fall. Det är dock viktigt att inte välja ett värde som leder till underskattning av riskerna. Valet bör baseras på en statistisk bearbetning av data där osäkerheterna beaktas. Viss hjälp vid val av representativt värde finns i bilaga 2 till Naturvårdsverkets rapport 5977 (Naturvårdsverket, 2009).

Referenser

Naturvårdsverket (2009). Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. (Rapport 5977).

Ytterligare information

Kemakta och IMM (2023). Datablad för bly. (PDF, 0,49 MB)

SGI (2012). Test för oral biotillgänglighet vid SGI. (PDF, 1,06 MB)

Törneman, N., Cox, E.E., Durant, N.D., Azziz, C. & Bouwer. E. (2009). Biotillgänglighet som företeelse och vid riskbedömningar av förorenade områden (PDF, 6,46 MB). (Rapport 5895). Naturvårdsverket.
Markhöjning som utgångspunkt för platsspecifika riktvärden

Publicerad 15 februari 2024
Kan man använda en potentiell markhöjning som utgångspunkt vid beräkning av och tillämpning av platsspecifika riktvärden?

SGI:s synpunkter

Att använda en potentiell markhöjning som utgångspunkt i en riskbedömning inför en åtgärd bedömer vi är olämpligt av flera skäl.

Området som ska åtgärdas är ett förorenat område där ett åtgärdsbehov föreligger. Att täcka över marken/höja upp markytan är som SGI ser det inte en förutsättning för en riskbedömning, utan en åtgärd som man vill göra i samband med eller efter en sanering. Det innebär att åtgärden måste uppfylla de krav på en avhjälpandeåtgärd som ställs av miljöbalken och rättspraxis, vilket en enkel övertäckning av föroreningen inte per automatik gör. Att inkludera en potentiell övertäckning/upphöjning som utgångspunkt för en riskbedömning gör att man indirekt och per automatik har gjort en värdering av att åtgärden är den lämpligaste. Det hindrar ett möjligt annat utfall i bedömningen av åtgärdsomfattning. Det är inte i linje med gängse utredningsförfarande.

I stället bör riskbedömningen, enligt SGI, utgå från att området saneras för att kunna möjliggöra markanvändningen enligt detaljplanen. En riskbedömning kan vara, och är med fördel, platsspecifik, men man bör undvika sådana begränsningar i markanvändningen som lätt kan kullkastas (till exempel vid förändringar i planeringen av området – idag eller i framtiden). Vi anser att de riktvärden som räknats fram och används som mätbara åtgärdsmål i saneringen därför inte bör utgå från en möjlig framtida höjd markyta. Skulle man av något skäl efter en åtgärdsutredning och i en riskvärdering komma fram till att en övertäckning är bästa alternativet för att hantera risken med föroreningssituationen, så är det ett en värdering som görs utanför en riskbedömning av den befintliga föroreningssituationen.

En bedömning av OM en övertäckning som riskreducerande åtgärd är tillräcklig och långsiktigt hållbar behöver dock, liksom för andra åtgärdslösningar, innefatta en annan typ av riskbedömning än den som görs inför en åtgärdsutredning. Utöver den förväntade minskade exponeringen när barriären som övertäckningen innebär är när den är intakt behöver bedömningen också innefatta förväntad livslängd, behov och ansvar för kontroll och eventuellt underhåll mm som riskreduktionen är avhängig.
Exponeringstid förskola

Publicerad 15 februari 2024
Är det rimligt att justera vistelsetiden i anslutning till en förskola i förhållande till den vistelsetid som ansätts vid beräkning av generella riktvärden för känslig markanvändning?

SGI:s synpunkter

En riskbedömning har genomförts för ett skogsområde som angränsar till en förskola och som nyttjas av förskolan för lek och annan verksamhet. I riskbedömningen har två scenarier ställts upp. I det ena scenariot är exponeringstiden satt till 365 dagar per år, dvs i överensstämmelse med det som gäller för det generella scenariot för känslig markanvändning. I det andra scenariot har exponeringstiden satts till 250 dagar per år med motiveringen:

”Ett antagande om att ett litet barn skulle befinna sig inom en förskolas lekområde 365 dagar om året bedöms dock vara något överskattat. Ett rimligt men även det konservativt antagande skulle kunna vara en vistelsetid om 250 dagar (50 veckor om året, 5 dagar i veckan).”

Det är svårt att uttala sig om vad som är ett ”korrekt” antagande vad gäller antal exponeringstillfällen. Det kan vara så att de allra flesta barn som går på förskolan inte vistas inom området mer än 250 dagar per år. Men det är rimligt att utgå från att åtminstone en del av de barn som går på förskolan bor i närområdet. Det är därmed rimligt att dessa barn ska kunna nyttja området även utanför tider då förskolan har verksamhet utan att det uppkommer risk för hälsoeffekter.

SGI vill även lyfta fram en skrivning i Naturvårdsverkets vägledning (Naturvårdsverket, 2009). Där skriver man angående platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden att:

”De exponeringsscenarier som används för att ta fram hälsoriskbaserade riktvärden syftar inte till att i detalj beskriva den exponering som sker i dagsläget. I stället är de ett sätt att definiera de aktiviteter som ska kunna förekomma vid den givna markanvändningen utan att det uppkommer risk för hälsoeffekter också i ett långsiktigt perspektiv.”

Referenser

Naturvårdsverket (2009). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. (Rapport 5976)
Exponeringsvägen intag av växter

Publicerad 15 februari 2024
I beräkningarna av platsspecifika riktvärden har man antagit att konsumtionen av egenodlat från platsen kommer att vara 0,5 % av dagsintaget av grönsaker/frukt. Hur mycket är det acceptabelt att justera andelen intag av egenodlade växter vid känslig markanvändning, men med hänsyn till att begränsade odlingsmöjligheter föreligger exempelvis på grund av flerfamiljshus?

SGI:s synpunkter

I de olika rapporter som SGI granskar inom expertstödet är det inte ovanligt att man föreslår justeringar avseende intag av växter eller helt stryker exponeringsvägen. Då andelen egenodlade växter justeras, är det inte ovanligt att man gör antaganden som innebär att andelen egenodlat avviker mycket från det generella scenariot för känslig markanvändning (för vilket det generella antagandet är att 10 % av konsumtionen är egenodlad). Detta kanske speglar den situation som råder i dagsläget, men SGI vill poängtera att det är viktigt att riskbedömningen ska ha ett långt tidsperspektiv. Människor har alltid odlat och man kan förvänta sig att man kommer att göra så även i framtiden. Idag finns ett allt större intresse för stadsodling, något som var mindre vanligt bara ett decennium tillbaka.

Detta visar att det är svårt att förutsäga människors beteende även i det kortare perspektivet, och att riskbedömning därför måste ha ett brett perspektiv som tillåter olika livsstilar, markanvändning och verksamheter. Observera också att riskbedömningen ska göras utifrån att enskilda individer ska skyddas, inte en ”medel-person”. Alltså ska hänsyn tas också till dem som odlar mycket och/eller plockar bär/frukt i en park. Naturvårdsverket beskriver i rapport 5976 (Naturvårdsverket, 2009) hur man bör tänka vid en riskbedömning;

”De exponeringsscenarier som används för att ta fram hälsoriskbaserade riktvärden syftar inte till att i detalj beskriva den exponering som sker i dagsläget. I stället är de ett sätt att definiera de aktiviteter som ska kunna förekomma vid den givna markanvändningen utan att det uppkommer risk för hälsoeffekter också i ett långsiktigt perspektiv”.

Att göra överslagsberäkningar som redovisar vad en viss andel egenodlade grönsaker motsvarar, både i antal kg grönsaker/frukt och odlingsyta är ett bra angreppssätt för att illustrera vad antaganden kan innebära i praktiken.

Referenser

Naturvårdsverket (2009). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. (Rapport 5976)

Statistik och datautvärdering

Egenskapsområden/beslutsenheter

Indelning i egenskapsområden
Publicerad 5 oktober 2021
Hur bör en indelning i egenskapsområden göras vid utredning av förorenade områden?

SGI:s synpunkter

Ett egenskapsområde är ett område inom vilket föroreningen har genererats genom samma typ av förorenande process och som uppvisar relativt homogena egenskaper med avseende på bland annat geologi och föroreningssituation (Norrman et. al. 2009a). Egenskapsområden kan med fördel användas inför val av provtagningsstrategi, vid statistisk datautvärdering samt vid bedömning av risker. I vissa fall kan det även vara lämpligt att beakta egenskapsområden vid klassning av förorenade massor inför en sanering, även om det primärt är beslutsenheter som då klassas (SGI, 2018).

För att välja en rimlig storlek på egenskapsområden bör man väga in bland annat:
- Tidigare markanvändning (historik): Markanvändningen bör helst ha varit densamma inom hela egenskapsområdet.
- Föroreningsnivåer och föroreningsmängder: Föroreningssituationen bör vara likartad inom området, dvs föroreningshalterna bör tillhöra samma statistiska population.
- Föroreningens variabilitet: Variabiliteten bör vara densamma inom området och inte variera alltför mycket.
- Markförhållanden (jordarter, utfyllnad, avfall m.m.): Även dessa förhållanden bör vara desamma. Detta gäller även vertikalt i de fall egenskapsområden avgränsas i djupled.
- Fastighetsgränser samt fysiska hinder (av praktiska skäl).
Om egenskapsområdena ska användas i en riskbedömning måste även riskaspekter vägas in:
- Vilka typer av risker finns?
- Vilka exponeringsvägar är styrande?
- Hur stora ytor/volymer är relevanta för de olika riskerna och exponeringsvägarna?
Att bestämma lämplig storlek på egenskapsområden är inte enkelt. Flera aspekter måste vägas samman varav några bygger på värderingar. Därför går det inte att ge ett entydigt svar på vad som är en rimlig storlek på ett egenskapsområde. Men eftersom efterbehandlingsarbetet går ut på att reducera risker bör riskaspekterna väga tungt. Därför bör egenskapsområden inte vara alltför stora eftersom det kan leda till att riskerna underskattas inom delar av området.

Notera att om ett egenskapsområde ska behandlas som en enda enhet vid en grävsanering så utgör området en beslutsenhet, det vill säga beslutet står mellan att åtgärda hela egenskapsområdet eller inte alls. I sådana fall är det mycket viktigt att en rimlig storlek har valts, annars kan en felklassning leda till stora konsekvenser, både miljömässiga (om området felaktigt friklassas) och ekonomiska (om området felaktigt saneras). En vanligare situation är att egenskapsområdet delas in i ett större antal beslutsenheter inför en sanering. Detta minskar konsekvenserna av felklassning men kan kräva omfattande provtagning.

Ett egenskapsområde kopplar till en viss förorening. Om flera föroreningar härstammar från samma förorenande process kan olika föroreningar ha samma egenskapsområden. I fall där föroreningen orsakats av olika processer för olika föroreningar kan däremot egenskapsområdena skilja sig åt mellan olika föroreningar.

Referenser

Norrman J., Back P.E., Engelke F., Sego L. & Wik O., (2009a). Provtagningsstrategier för förorenad jord. Rapport 5888, Naturvårdsverket, Stockholm

Norrman, J., Purucker, T., Back, P.E., Engelke, F., Stewart, R., (2009b). Metodik för statistisk utvärdering av miljötekniska undersökningar i jord. Kunskapsprogrammet Hållbar Sanering. Rapport 5932, Naturvårdsverket, Stockholm.

SGI (2018). Klassning av förorenade massor in situ – information och råd. SGI publikation 40, utgåva 2, Statens geotekniska institut, Linköping.

UCLM

Redovisningskrav UCLM
Publicerad 5 oktober 2021
Vilka redovisningskrav bör ställas på beräkningar av UCLM?

SGI:s synpunkter

Åtminstone följande bör anges i redovisningen:
1. Egenskapsområdet samt typ av prover som ligger till grund för beräkningarna. Exempelvis skiljer sig data för skruvborr, provgropar och samlingsprover eftersom de representativa volymerna är olika, vilket påverkar statistiken
2. Den beräkningsmetod som använts och vilka antaganden som gjorts.
3. Aritmetiskt medelvärde, UCLM-värde samt antalet data som ligger till grund för beräkningarna. Det är ofta även lämpligt att redovisa min-värde, max-värde samt CV (variationskoefficient).
4. Själva värdena som ligger till grund för beräkningarna (redovisas i exempelvis bilaga).
Om dessa krav följs går resultaten att förstå och det är möjligt att vid behov kontrollera beräkningarna.

Sammanfattande tumregler

Följande statistiska tumregler kan användas vid beräkning av UCLM-värden:
1. Om CV är hög (högre än ca 2-3) så kan det vara ett tecken på att egenskapsområdet egentligen består av flera populationer och därför bör delas upp i mindre områden.
2. Om datamängden består av data från både samlingsprover och enskilda punkter bör UCLM helst inte beräknas från den blandade datamängden. Orsaken är att två olika populationer med olika varians blandas. Resultatet blir svårtolkat.
3. Om det är osäkert vilken metod som bör användas för att beräkna UCLM är det lämpligt att använda Chebyshevs fördelningfria metod (cell U29 i Excelprogrammet som finns på SGI:s webbsida: http://www.sgi.se/globalassets/fororenade-omraden/statistisk-utvardering-version-2-170407.xlsx ). Den metoden ger ofta någorlunda rimliga resultat utan särskilda antaganden.
4. Metoder som bygger på att data är normalfördelade fungerar i allmänhet dåligt vid förorenade områden.
5. Metoder som bygger på att data är lognormalfördelade är mycket känsliga för avvikande värden, även ganska små avvikelser. Därför rekommenderas inte sådana metoder annat än i undantagsfall.
6. Om man har många mindre än-värden och sätter dessa till rapporteringsgränsen (alternativt halva rapporteringsgränsen) kommer beräknade UCLM-värden att bli för låga. Det beror på att flera data får samma värde och därmed underskattas variabiliteten.
Användning av UCLM – övre konfidensgräns

Publicerad 5 oktober 2021
Vad är viktigt att tänka på när det gäller UCLM-värden?

SGI:s synpunkter

UCLM, eller UCL, representerar den övre konfidensgränsen för medelvärdet (ofta medelhalten vid förorenade områden). Det är viktigt att förstå syftet med UCLM-värden. Enkelt uttryckt kan man säga att syftet är att gardera sig mot att den skattade medelhalten blir för låg. Genom att använda UCLM i stället för medelvärde tar man till lite i överkant, som en säkerhet. UCLM-värden beaktar automatiskt hur mycket data man har och hur stor variabiliteten är i området. Mycket data och låg variabilitet ger ett lågt UCLM (i närheten av medelvärdet) och vice versa.

Den viktigaste frågan vid alla statistiska beräkningar är vilken population som man vill undersöka och uttala sig om. Vid förorenade områden brukar denna population kallas för ”egenskapsområdet” eller liknande (det står delområde i Naturvårdsverkets vägledning för riskbedömning). Om man i en utredning har beräknat medelvärden eller UCLM-värden är det alltså viktigt att först fråga sig vilken jordvolym eller area som det framräknade värdet gäller för (populationen) och varför volymen/arean avgränsats just så. Egenskapsområdet bör inte innehålla stora delvolymer med helt olika föroreningshalter – i så fall utgörs området snarare av två eller flera populationer och man måste dela upp området i mindre enheter.

Vi antar nu att egenskapsområdet är rimligt och att UCLM ska beräknas. Detta kan göras på många olika sätt. Allra enklast är att använda det Excel-program som togs fram av Chalmers inom Naturvårdsverkets kunskapsprogram Hållbar Sanering. Detta Excel-program finns fritt tillgängligt på SGI:s webb via följande länk:

http://www.sgi.se/globalassets/fororenade-omraden/statistisk-utvardering-version-2-170407.xlsx

Data kopieras in i kolumn B på kalkylbladet ”Statistik” och programmet beräknar automatiskt den viktigaste statistiken för datamängden. I cell U29 redovisas ett UCLM-värde som ofta är användbart, särskilt för föroreningsdata som inte följer en bestämd statistisk fördelning. Andra UCLM-värden redovisas i cellerna L24 (normalfördelade data) samt U24 (lognormalfördelade data).

Ett bra alternativ till Excelprogrammet är att använda det kostnadsfria programmet ProUCL från US EPA. Det programmet är mer avancerat och kan beräkna UCLM på en mängd olika sätt. Man kan välja att automatiskt låta programmet identifiera det UCLM-värde som är statistiskt ”bäst” för den aktuella datamängden. Många gånger kommer Excelprogrammet och ProUCL att ge resultat som är ungefär desamma men om datamängden är svår kan ProUCL kännas tryggare.

Senast uppdaterad/granskad: 2023-06-28

Hjälpte informationen dig? Ja Nej