Frågor och svar - särskilda föroreningar

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. 

Klorerade lösningsmedel

Provtagning

• Provtagning av jord

  Publicerad 17 augusti 2020

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

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

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

  SGI:s synpunkter

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

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

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

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

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

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

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

Riskbedömning

• Jämförvärden för perkloretylen i grundvatten

  Publicerad 5 oktober 2021

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

  SGI:s synpunkter

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

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

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

  Referenser

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

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

• Arbetshygieniska gränsvärden för klorerade lösningsmedel som åtgärdsmål vid sanering

  Publicerad 5 oktober 2021

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

  SGI:s synpunkter

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

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

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

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

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

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

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

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

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

• Hur minskar koncentrationen av klorerade lösningsmedel i marken?

  Publicerad 8 maj 2024

  I marken fördelar sig klorerade lösningsmedel mellan sorberad fas, löst fas i vatten och ångfas. Lösningsmedlet kan också förekomma som vätska i så kallad egen fas. Kemiska jämvikter avgör hur stor andel av föroreningen som förekommer i de olika faserna. Störst andel av föroreningen kommer att sorbera (fästa) till partiklar som silt- och lerpartiklar, organiskt material eller oxider, eller förekomma i egen fas (den rena produkten som fri mobil eller residual icke-mobil fas). En mark med stor andel av finpartiklar har kapacitet att binda mer förorening jämfört med en grovkornig jord med lågt innehåll av organiskt material.

  Koncentrationen av föroreningen i marken minskar vanligen med tiden. Flera naturliga processer medverkar till detta, varav de kanske mest betydande är förångning, upplösning från den fasta fasen, spridning med grundvatten och mikrobiell nedbrytning.

  Klorerade lösningsmedel har relativt höga ångtryck och är flyktiga. De kan därför förångas vid temperaturer som underskrider ämnenas kokpunkt. Förorening i gasfas kan avgå från fri eller sorberad fas (styrs av ångtryck) eller löst fas (styrs av Henrys konstant). Förångning i omättad zon ger upphov till förorenad porgas. Om det är grundvattnet som avger ånga så sker det framför allt i övergångszonen mellan mättad och omättad zon.

  Upplösning regleras av ämnets löslighet men effekten styrs också av flödet hos det medium som ämnet löser sig i. Ett kraftigare flöde kan på kort tid föra bort mer av ämnet jämfört med ett svagare flöde, samtidigt som mer av det sorberade ämnet kan släppas till vattnet eftersom fördelningen mellan fast fas och löst fas styrs av kemiska jämvikter (när vattnet passerar så kommer hela tiden mer rent vatten som föroreningen kan fördela sig till). Verklig jämvikt fås dock sällan eftersom det förutsätter ett system som inte förändras snabbare än den kemiska fasförändringen. Lösligheten för klorerade lösningsmedel varierar och kan förenklat sägas öka i takt med att antalet kloratomer minskar i molekylerna. Nedbrytningsprodukterna är således mer mobila vilket medverkar till att de kan påträffas på långa avstånd från en föroreningskälla. Andelen nedbrytningsprodukter i förhållande till ursprungsämnet ökar med tiden men också med avståndet från föroreningskällan.

  Spridning omfattar även dispersion vilket är den samlade effekten av mekanisk advektion och kemisk diffusion. Vid dispersion sprider sig föroreningen i tre dimensioner och ger en till synes slumpmässig spridning av molekyler. Dispersion är en process som gör att förorening kan påträffas uppströms föroreningskällor.

  Klorerade lösningsmedel bryts främst ned bakteriellt i en reducerande, anaerob miljö och det är metabola processers behov av energi i bakterier som katalyserar de kemiska nedbrytningsreaktionerna. Den mest kända och, vad vi tror, mest betydande nedbrytningsprocessen är det som kallas reduktiv deklorering av PCE (tetrakloreten/tetrakloretylen) och TCE (trikloreten/trikloretylen). Dekloreringen innebär att en klorerad molekyl förlorar en kloratom och i stället får en väteatom. Processen sker genom att ett klor i taget byts ut i en nedbrytningskedja från PCE till TCE och vidare till DCE (dikloreten), VC (vinylklorid) och slutligen eten, vilket visas i figuren nedan.

  I takt med att nedbrytningsprodukterna förlorar kloratomer blir molekylerna lättare och det gör att en viss koncentration PCE mätt i µg/l inte bryts ned till samma koncentration TCE, DCE eller VC. Studerar man enbart viktbaserade koncentrationer över tid i en punkt kan det därför vara svårt att bedöma hur nedbrytningen fortskrider. Nedbrytningen går inte heller lika snabbt för alla klorerade etener och det kan hända att TCE ”tar slut” i en punkt och att DCE då inte längre kan bildas. Koncentrationen VC däremot fortsätter att öka så länge DCE finns kvar. Ett sätt att få en tydligare bild över hur nedbrytningen fortgår att använda sig av relativa molfraktioner och dekloreringsgrader. Mer om detta kan läsas i SGI (2017).

  För att stimulera nedbrytningen kan en kolkälla injiceras till området. Kolkällan hjälper då, genom att den själv bryts ned, till att generera väte. En oljeförorening som förekommer tillsammans med kloretener kan fungera som en kolkälla. Detta betyder att nedbrytningen av klorerade lösningsmedel kan gå snabbare där det samtidigt finns en oljeförorening, jämfört med hur snabbt nedbrytningen går i ett område utan oljeförorening.

  Referenser

  SGI (2017). Förstärkt mikrobiell självrening av klorerade lösningsmedel (SGI Publikation 37). Statens geotekniska institut, Linköping.

PFAS

• Vilken analysmetod är lämplig för att kontrollera effekten av PFAS nedströms/i grundvatten/i lakvatten?

  Publicerad 8 maj 2024

  PFAS är en mycket stor grupp av ca 10 000 närbesläktade ämnen. En del av dessa ämnen är så kallade prekursorer som har potentialen att omvandlas till stabila PFAS i naturen.

  För att följa upp halter av PFAS nedströms en deponi, i lakvatten och grundvatten rekommenderar SGI att man väljer ett analyspaket som täcker in ett större antal PFAS. Miljösamverkan Sverige anser i sin rapport att åtminstone de 20 PFAS som är utpekade i EU:s nya dricksvattendirektiv samt 6:2 FTS ska analyseras (Miljösamverkan Sverige, 2022). Kommersiella laboratorier har analyspaket som omfattar upp till ett 40-tal PFAS i vilka dessa 21 ämnen vanligtvis inkluderas. För att få en mer rättvis bild av det totala PFAS innehållet kan exempelvis oxiderbara prekursorer (TOP) analyseras. Detta för att få kunskap om en större mängd okända fluororganiska föreningar finns i lakvattnet, som kan omvandlas till stabila PFAS nedströms.

  Referenser

  Miljösamverkan Sverige (2022). PFAS vid deponier. Handläggarstöd med fokus på PFAS i lakvatten. https://www.miljosamverkansverige.se/wp-content/uploads/2022-01-27-Rapport-PFAS-vid-deponier.pdf (PDF, 1,6 MB)

• Är det några speciella PFAS-föroreningar som lakar mer än andra?

  Publicerad 8 maj 2024

  Lakbarhet av PFAS från jord beror på det enskilda PFAS-ämnets fysikaliska och kemiska egenskaper men även på jordens egenskaper. Förenklat ger en längre kolkedja lägre vattenlöslighet medan en kortare ger en högre vattenlöslighet. Detta innebär att kortkedjade PFAS lakas ur lättare från jordar. Jordens förmåga att binda in PFAS beror på egenskaper som jordart, kornstorleksfördelning, mängd organiskt material och pH.

  Kortkedjade PFAS brukar definieras som:

  • Perfluorerade sulfonsyror (PFSA) med 5 eller färre kolatomer (≤5C)
  • Perfluorerade karboxylsyror (PFCA) med 6 eller färre kolatomer (≤6C)

  Exempel på kortkedjade PFAS är PFBA, PFBS, PFPeA, PFHxA, and PFHpA.