Förorenade sediment
Vägledning om vissa moment i arbetet med att avhjälpa föroreningsskador i sediment där frågeställningar och metoder skiljer sig mellan förorenade områden på land respektive sediment.
Arbetet med att avhjälpa föroreningsskadade sedimentområden följer samma principer och i stora delar samma lagstiftning som motsvarande arbete med förorenade områden på land. Denna vägledning avser i första hand 10 kapitlet i miljöbalken men annan relevant lagstiftning inom arbetet med sediment tas också upp.
Sidan vänder sig till
Kommuner och länsstyrelser, verksamhetsutövare och fastighetsägare som har ett efterbehandlingsansvar, exploatörer samt konsulter inom efterbehandling.
Bra att veta
Naturvårdsverket, SGI, SGU, Havs- och vattenmyndigheten och länsstyrelserna arbetar tillsammans för att ta fram förbättrad vägledning om hur arbetet med att avhjälpa föroreningsskador i förorenade sedimentområden kan göras. Vägledningen kommer att uppdateras löpande.
Lagstiftning
Miljöbalkens 10 kapitel handlar om förorenade områden. Regeringen har beslutat om fem förordningar på området. Följande författningar har regeringen utfärdat med stöd av miljöbalken:
Förordning (2007:667) om allvarliga miljöskador (riksdagen.se)
Förordning (1998:930) om miljöriskområden (riksdagen.se)
Förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd (riksdagen.se)
Förordning (2004:100) om statsbidrag för avhjälpande av föroreningsskador (riksdagen.se)
Ansvar för förorenade sedimentområden
Juridiska frågor är centrala i arbetet med förorenade områden, främst gällande ansvar för utredning och åtgärder. Lagstiftningen utgår från 10 kapitlet i miljöbalken, men även andra regler påverkar arbetet.
Erfarenheter från att utreda ansvar för föroreningar i mark är värdefulla även när ansvar för förorenade sediment ska utredas då de juridiska förutsättningarna är samma. Befintlig vägledning från Naturvårdsverket och på EBH-portalen (Länsstyrelsernas gemensamma webbplats för vägledning och information om förorenade områden) kan till stora delar tillämpas.
Vid bedömning av ansvar för föroreningar i sediment kan däremot frågeställningar som skiljer sig från de som berör föroreningar på land uppstå, i och med rådande spridningsförutsättningar i vattenområden.
Särskilda förutsättningar kan finnas vid:
- Inledande undersökningar och inventering
- Riskbedömning
- Källspårning
- Avgränsning
- Ansvarsfördelning
- Berörda fastigheter
Att koppla föroreningen till rätt utsläppskälla
Det finns enkla fall där en eller flera föroreningar i sedimenten tydligt kan kopplas till en enda tänkbar utsläppskälla. I dessa fall skiljer sig inte processen nämnvärt från utredning av ansvar för andra förorenade områden. Det kan bero på att föroreningen är specifik för en verksamhetsutövare, utsläppskälla och/eller att det förorenade områdets plats gör att det inte finns några andra tänkbara källor till föroreningen.
I andra fall är det svårare att koppla en eller flera kända föroreningar till en eller flera utsläppskällor. Till exempel kan det gälla vanligt förekommande föroreningar som PAH i områden där det finns flera tänkbara källor till ämnet. Det kan vara ett hamnområde där det finns olika industrier, dagvattenutsläpp, mynnande vattendrag med industrier uppströms eller att fartygstrafik har påverkat sedimenten.
Skillnader mellan ansvarsutredning för sediment och andra förorenade områden
Ofta handlar det om vilka underlag som behövs och vilka tillvägagångssätt som kan behövas för att ta fram underlaget. Ny kunskap kan också leda till vägval om mot vem ett visst krav ska ställas. En utredning av ansvar för förorenade sediment kan alltså innebära ett behov av omtag för att få hela bilden över ansvarsfrågorna.
En utredning av ansvar kan bidra till ökad kunskap om pågående källor och därmed möjligheter att åtgärda dessa.
Inventering och prioritering
Det finns förorenade sediment på många platser och därför är det viktigt att både inventera vilka som finns och hur de sedan kan prioriteras.
Prioritering av förorenade sediment görs utifrån samma utgångspunkt som för förorenad mark. Ett område kan prioriteras för efterbehandling om det finns viktiga skyddsobjekt i området eller om det finns en oacceptabelt hög spridning av ett prioriterat ämne från området.
Innan åtgärder av ett förorenat sedimentområde genomförs bör efterbehandling av förorenade markområden som riskerar tillföra föroreningar till sedimenten prioriteras för att förhindra återkontaminering av sedimenten efter en eventuell åtgärd. Det är även viktigt att stoppa pågående utsläpp som kan förorena sedimentområden innan dessa områden åtgärdas.
En efterbehandling av förorenade sedimentområden bör förankras med påverkansanalysen och åtgärdsplanerna som vattenmyndigheterna tar fram för varje registrerad vattenförekomst. Båda analyserna utgår från vattenförekomstens status och fastställda miljökvalitetsnormer.
Undersökningar och utredningar
För att ta reda på föroreningsgrad och bedöma risker och åtgärdsbehov för ett sedimentområde behöver utredningar genomföras.
På Undersökningsportalen finns praktiskt stöd om undersökning av förorenade områden, där även särskild information om sediment ingår.
Undersökningsportalen (fororenadeomraden.se)
Vid undersökningar och åtgärder av förorenade sediment krävs också kunskap om förutsättningar och metoder som är tillämpbara i vattenmiljöer.
Vägledning om förorenade områden
Naturvårdsverket vägleder om frågor som berör förorenade områden generellt och även om miljöfarlig verksamhet som kan vara relevant till exempel vid omhändertagande av muddermassor på land.
Kartlägg pågående och tidigare verksamheters utsläpp
I de inledande undersökningarna är en viktig del att kartlägga pågående eller tidigare verksamheters utsläpp till sedimenten. Om föroreningar från en verksamhet spridits till ett större område där utsläpp från andra verksamheter också har tillförts är det viktigt att skapa sig en helhetsbild över påverkan på det större området.
Skaffa information om botten- och strömförhållanden
I nästa steg är det viktigt att skaffa information om bottenförhållanden, till exempel var det finns ackumulationsbottnar där sediment och föroreningar kan ansamlas och var det finns erosions- eller transportbottnar från vilka sediment och eventuella föroreningar kan spridas.
Det är också viktigt att undersöka om det finns vattenströmmar i området som kan leda till transport av partiklar med föroreningar. Därefter kan sedimenten provtas och analyseras utifrån olika kemiska parametrar beroende på vilka föroreningskällor som kan ha funnits eller finns i avrinningsområdet.
Undersök föroreningssituationen
Provtagning kan göras med flera syften, det kan till exempel avse att få en översiktlig bild av föroreningssituationen eller mer noggrant avgränsa föroreningsutbredning och identifiera hotspots inför en eventuell åtgärd. Det kan därför vara nödvändigt att provta området i flera omgångar.
Kunskap om innehåll av ämnen på olika djup i sedimenten är viktig för att få en bild av hur föroreningsspridningen varierat över tiden och vilka risker föroreningarna utgör. På en ackumulationsbotten visar de ytliga sedimenten vilka föroreningar som tillförs till området vid provtagningstillfället och kan ge underlag till vilka pågående källor som påverkar sedimenten negativt. För riskbedömning och åtgärdsutredning kan även vattenområdets ekosystem behöva undersökas.
Riskbedömning
Det övergripande syftet med riskbedömning i efterbehandlingssammanhang är att uppskatta vilka risker en föroreningssituation innebär och hur mycket riskerna behöver reduceras för att negativa effekter på miljö, hälsa och naturresurser inte ska uppstå i dag eller i framtiden.
Riskbedömningen grundar sig i Naturvårdsverkets utgångspunkter för förorenade områden vilka även inkluderar förorenade sedimentområden. Utgångspunkterna omfattar bland annat att människors hälsa ska skyddas, liksom miljön i området och i omgivningen. Föroreningsspridning från ett förorenat område ska inte leda till höjda bakgrundshalter eller till utsläppsmängder som riskerar att försämra kvaliteten på grundvatten och ytvatten. Riskbedömningen ger underlag för att utreda vilka åtgärder som kan behöva vidtas för att åstadkomma en acceptabel risknivå. Resultaten används även som underlag för att utreda vilken åtgärd som är mest lämplig, samt för att ta fram mätbara åtgärdsmål inför en sanering.
En riskbedömning kan även behöva göras inför arbeten i vatten om förorenade sediment berörs, även om det primära syftet inte är att åtgärda de förorenade sedimenten. Det kan till exempel gälla vid farledsmuddring eller underhållsmuddring i en hamn. Riskbedömningen kan sedan ligga till grund för att utvärdera till exempel risker för spridning av föroreningar i samband med muddring och en bedömning av vilka skyddsåtgärder som behöver vidtas.
Vid bedömning av risker med ett sediment behöver en rad faktorer beaktas. Förutom halter av olika ämnen behöver deras biotillgänglighet bedömas liksom risk för spridning.
Bedömningsgrunder
Bedömningsgrunder är ett hjälpmedel för att bedöma föroreningsnivån i sediment. Bedömningen kan göras med olika syften. Till exempel:
- ta ställning till om området bör klassificeras som ett förorenat område enligt 10 kap. miljöbalken och, vid sanering, ta fram riktvärden (efterbehandling)
- bedöma om det behövs särskilda försiktighetsmått vid muddring, enligt 11 kap. miljöbalken (vattenverksamhet)
- bedöma om muddrade massor är förorenade i samband med dispensansökan från dumpningsförbudet, enligt avfallsförordningen (15 kap. miljöbalken)
- bedöma om god status uppnås, enligt vattenförvaltningsförordningen (VFF) och HVMFS 2019:25 (vattenförvaltning)
- bedöma om god miljöstatus i den marina miljön uppnås, enligt havsmiljöförordningen och HVMFS 2012:18 (havsmiljöförvaltning)
- ta ställning till om åtgärder behöver vidtas eller villkor (såsom begränsningsvärden) fastställas för att säkerställa att en specifik verksamhet till exempel bidrar till att normer kan uppfyllas, i enlighet med 9 och 26 kap. miljöbalken och tillhörande förordningar och föreskrifter (prövning och tillsyn av miljöfarliga verksamheter)
- utvärdera övervakningsdata i ett mer generellt perspektiv för att till exempel dra slutsatser om miljömålen kan uppfyllas eller om det förekommer ett generellt problem med ett visst ämne, hur trenden ser ut och så vidare (miljömålsuppföljning).
När resultat av bedömningen av föroreningssituationen presenteras är det viktigt att vara tydlig med vad som har varit syftet med bedömningen och hur resultaten är tänkta att användas.
Effektbaserade och indikativa riktvärden som stöd
För att få en förenklad bild av riskerna med ett sediment kan effektbaserade riktvärden vara till hjälp. I Sverige finns effektbaserade gränsvärden för vissa prioriterade ämnen (antracen, fluoranten, kadmium, bly och tributyltenn) i sediment för bedömning av kemisk status. Dessa redovisas i Havs- och vattenmyndighetens föreskrift HVMFS 2019:25. Där finns även bedömningsgrunder för vissa särskilda förorenande ämnen (siloxanerna D4 och D5, och koppar) i sediment och som ingår i bedömningen av ekologisk status.
Klassificering och miljökvalitetsnormer avseende ytvatten (HVMFS 2019:25) (havochvatten.se)
Det finns även indikativa värden från Havs- och vattenmyndigheten, se rapport 2018:31, vilka kan användas för att få en indikation om var uppföljande undersökningar kan behövas för att till exempel identifiera betydande källor.
Klassning av halter av organiska miljögifter i sediment
Naturvårdsverket har med hjälp av SGU tagit fram en tabell där fördelningen av halter av organiska miljögifter i svenska marina sediment presenteras. Värdena i tabellen kan användas som stöd vid beskrivning av förorenade sedimentområden och för att bedöma om föroreningshalterna i ett sedimentområde är låga eller höga i jämförelse med uppmätta halter på andra platser. En klassificering med hjälp av värdena i tabellen säger ingenting om vilka negativa effekter som uppmätta halter kan orsaka i miljön.
Den tabell med tillståndsklasser för metallhalter i limniska sediment som tidigare redovisades här har tagits bort eftersom dataunderlaget som tabellen grundade sig på har blivit inaktuellt. Arbete pågår med att se över bedömningsgrunderna och möjligheterna att uppdatera dessa.
Observera att de generella riktvärdena för mark inte är lämpliga att använda vid utvärdering av sedimentdata.
Mer att läsa om bedömning av förorenade sediment finns på:
Tabell: Organiska miljögifter i marina sediment
Motsvarande tabell fanns tidigare publicerad i Naturvårdsverkets rapport 4914 (1999) Bedömningsgrunder för miljökvalitet – Kust och hav.
Den uppdaterade tabellen omfattar prover tagna mellan 1986 och 2014 i marina sediment och inkluderar fler ämnen än tidigare t.ex. tennorganiska föreningar och PBDE. Dataunderlaget för limniska sediment är ännu inte tillräckligt för att ta fram en liknande tabell. En utförligare beskrivning av uppdateringen finns i SGU-rapport 2017:12.
Tabellen kan fungera som referensverktyg vid bedömningar av ett sediments föroreningshalt. För de flesta ämnen har halterna delats in i fem klasser från mycket låg halt till mycket hög halt. En klassificering innebär en bedömning av om halterna är låga eller höga i förhållande till övriga prover och säger ingenting om förekomst av negativa effekter i miljön. För statusklassning inom vattenförvaltningen bör de bedömningsgrunder som finns i HVMFS 2019:25 användas.
Tabellen nedan visar fördelningen av organiska miljögifter i marina sediment i svenska havsområden och ekonomisk zon (µg/kg torrvikt). Halterna ska inte normaliseras för kolhalten. Dessa halter och klassgränser är inte kopplade till några effektbaserade värden.
Gränsen mellan klass 1 (Mycket låg halt) och klass 2 (Låg halt) har satts vid 5-percentilen av alla data, gränsen mellan klass 2 och klass 3 (Medelhög halt) vid 25-percentilen, gränsen mellan klass 3 och klass 4 (Hög halt) vid 75-percentilen, och gränsen mellan klass 4 och klass 5 (Mycket hög halt) vid 95-percentilen. Detta innebär att hälften av värdena faller i klass 3, som sträcker sig från 25-percentilen till 75-percentilen. För tennföreningarna gäller andra percentilgränser (se bakgrundsrapport). Alla data har använts, även prover med halter under rapporteringsgränsen. I de fall då många datapunkter ligger under rapporteringsgränsen saknas därför någon eller några av de lägre klasserna då 5-percentilen eller ibland även 25-percentilen av data ligger under rapporteringsgränsen. Ett prov kan i sådana fall komma att klassificeras som klass 1-2 eller 1-3.
Gränsen mellan klass 1 och klass 2 motsvarar ungefär de lägsta halterna i prover tagna i områden långt från punktkällor, dvs. i utsjön, medan prover från områden med en hög föroreningsgrad, ofta kustnära, hamnar i klass 5.
Fördelning av uppmätta halter organiska miljögifter i marina sediment i svenska havsområden och ekonomisk zon (µg/kg torrvikt) under 1986-2014
|
Ämne |
Klass 1 |
Klass 2 |
Klass 3 |
Klass 4 |
Klass 5 |
|
Mycket låg halt |
Låg halt |
Medelhög halt |
Hög halt |
Mycket hög halt |
|
|
Naftalen |
<4,9 |
4,9-19 |
19-63 |
>63 |
|
|
Acenaften |
<5,5 |
5,5-33 |
>33 |
||
|
Fluoren |
<2,0 |
2,0-9,4 |
9,4-35 |
>35 |
|
|
Fenantren |
<7,0 |
7,0-17 |
17-50 |
50-150 |
>150 |
|
Antracen |
<1,0 |
1,0-3,1 |
3,1-11 |
11-45 |
>45 |
|
Fluoranten |
<18 |
18-45 |
45-140 |
140-390 |
>390 |
|
Pyren |
<12 |
12-30 |
30-100 |
100-380 |
>380 |
|
Bens(a)antracen |
<7,5 |
7,5-19 |
19-62 |
62-180 |
>180 |
|
Krysen |
<11 |
11-26 |
26-67 |
67-200 |
>200 |
|
Bens(b)fluoranten |
<32 |
32-69 |
69-200 |
200-440 |
>440 |
|
Bens(k)fluoranten |
<11 |
11-28 |
28-79 |
79-180 |
>180 |
|
Bens(a)pyren |
<12 |
12-31 |
31-99 |
99-240 |
>240 |
|
Dibens(ah)antracen |
<4,4 |
4,4-8,9 |
8,9-27 |
27-79 |
>79 |
|
Bens(ghi)perylen |
<22 |
22-62 |
62-180 |
180-400 |
>400 |
|
Indeno(1,2,3-cd)pyren |
<24 |
24-76 |
76-220 |
220-530 |
>530 |
|
Summa PAH 11 |
<170 |
170-440 |
440-1200 |
1200-2800 |
>2800 |
|
Summa PAH 15 |
<250 |
250-440 |
440-1200 |
1200-4700 |
>4700 |
|
Summa PAH M1 |
<57 |
57-110 |
110-320 |
320-1700 |
>1700 |
|
Summa PAH H2 |
<180 |
180-320 |
320-940 |
940-2600 |
>2600 |
|
HCB |
<0,020 |
0,020-0,15 |
0,15-0,45 |
0,45-1,6 |
>1,6 |
|
PCB 28 |
<0,066 |
0,066-0,30 |
0,30-1,3 |
>1,3 |
|
|
PCB 52 |
<0,12 |
0,12-0,40 |
0,40-1,9 |
>1,9 |
|
|
PCB 101 |
<0,10 |
0,10-0,34 |
0,34-1,1 |
1,1-5,5 |
>5,5 |
|
PCB 118 |
<0,084 |
0,084-0,31 |
0,31-0,84 |
0,84-3,6 |
>3,6 |
|
PCB 138 |
<0,21 |
0,21-0,67 |
0,67-2,0 |
2,0-9,1 |
>9,1 |
|
PCB 153 |
<0,20 |
0,20-0,61 |
0,61-2,0 |
2,0-7,9 |
>7,9 |
|
PCB 180 |
<0,081 |
0,081-0,29 |
0,29-0,90 |
0,90-4,9 |
>4,9 |
|
Summa PCB 7 |
<0,81 |
0,81-2,5 |
2,5-7,6 |
7,6-34 |
>34 |
|
α-HCH |
<0,006 |
0,006-0,04 |
0,04-0,17 |
0,17-0,36 |
>0,36 |
|
β-HCH |
<0,003 |
0,003-0,11 |
0,11-0,57 |
0,57-1,2 |
>1,2 |
|
γ-HCH |
<0,006 |
0,006-0,034 |
0,034-0,12 |
0,12-0,30 |
>0,30 |
|
Summa HCH |
<0,025 |
0,025-0,21 |
0,21-0,87 |
0,87-2,0 |
>2,0 |
|
γ-klordan |
<0,018 |
0,018-0,090 |
0,090-0,39 |
>0,39 |
|
|
α-klordan |
<0,006 |
0,006-0,082 |
0,082-0,30 |
>0,30 |
|
|
trans-nonaklor |
<0,021 |
0,021-0,088 |
0,088-0,30 |
>0,30 |
|
|
Summa klordan |
<0,063 |
0,063-0,27 |
0,27-0,81 |
>0,81 |
|
|
p,p'-DDT |
<0,019 |
0,019-0,29 |
0,29-2,0 |
>2,0 |
|
|
p,p'-DDD |
<0,029 |
0,029-0,32 |
0,32-1,7 |
1,7-5,3 |
>5,3 |
|
p,p'-DDE |
<0,057 |
0,057-0,32 |
0,32-1,2 |
1,2-3,6 |
>3,6 |
|
Summa DDT |
<0,32 |
0,32-0,89 |
0,89-3,5 |
3,5-10 |
>10 |
|
PBDE 47 |
<0,045 |
0,045-0,11 |
0,11-0,37 |
>0,37 |
|
|
PBDE 100 |
<0,041 |
0,041-0,14 |
>0,14 |
||
|
PBDE 99 |
<0,047 |
0,047-0,13 |
0,13-0,47 |
>0,47 |
|
|
PBDE 85 |
<0,15 |
0,15-0,55 |
>0,55 |
||
|
PBDE 209 (Deca) |
<2,4 |
2,4-13 |
>13 |
||
|
EOCl |
<200 |
200-830 |
830-2700 |
2700-5600 |
>5600 |
|
EOBr |
<180 |
180-590 |
590-1900 |
1900-3000 |
>3000 |
|
EPOCl |
<100 |
100-560 |
560-2100 |
>2100 |
|
|
EPOBr |
<88 |
88-480 |
480-700 |
>700 |
|
|
monobutyltenn, MBT |
<1 |
1-10 |
10-20 |
>20 |
|
|
dibutyltenn, DBT |
<1 |
1-10 |
10-26 |
>26 |
|
|
tributyltenn, TBT |
<1 |
1-19 |
19-55 |
>55 |
1PAH M = fem PAH med medelhög molekylvikt
2PAH H = åtta PAH med hög molekylvikt
Att välja efterbehandlingsåtgärd
Sediment är en del av vattenmiljön och omfattas delvis av andra regelverk och miljö- och hållbarhetsmål än vad som gäller på land. Vid utformningen av övergripande och mätbara åtgärdsmål är det viktigt att beakta detta.
Metoderna för att åtgärda förorenade sediment skiljer sig från metoder på land. Inför val av åtgärdsmetod behöver förutsättningarna på platsen vara väl undersökta. Faktorer såsom vattendjup, bottenlutning, föremål på botten och föroreningsutbredning har stor betydelse för vilken metod som är lämplig. Hur området används idag och i framtiden kan också vara avgörande för vilka åtgärder som kan och behöver vidtas.
På Åtgärdsportalen finns mer information om olika åtgärdsmetoder för att sanera förorenade sedimentområden.
Expertstöd och löpande vägledning
Naturvårdsverket, SGU och Havs och Vattenmyndigheten får löpande frågor från tillsynsmyndigheter och andra aktörer gällande olika aspekter på förorenade sediment. Detta hanteras utifrån varje myndighets egna rutiner. Utöver detta finns ett särskilt expertstöd som finansieras av saneringsanslaget där SGI svarar utifrån sin expertroll.
Om SGI får in frågor till expertstödet som inte rör SGI:s expertområde så skickar SGI dem vidare till relevant myndighet.
Vägledning hos Havs- och vattenmyndigheten
Havs- och vattenmyndigheten ger vägledning om vattenverksamhet, muddring och hantering av muddermassor, dumpning av muddermassor samt miljökvalitetsnormer för ytvatten.
Mer information
Samlad kunskap och verktyg
På renasediment.se finns kunskap, fakta och verktyg för en effektivare hantering av förorenade sediment. Åtgärdsportalen innehåller övergripande information om efterbehandling av förorenade sediment och en särskild kunskapssammanställning om fiberbankar.