| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Forebyggelse af jord og grundvandsforurening på industrivirksomheder ved udvalgte aktiviteter

4 Vurdering ved forebyggelse af jord- og grundvandsforurening

• 4.1 Anvendelse af beslutningsstøtteværktøj
• 4.2 Risikoscreening af anvendte kemikalier
• 4.3 Risikoscreening af den enkelte aktivitet
  • 4.3.1 Nedgravede aktiviteter
  • 4.3.2 Overjordiske aktiviteter herunder kemikalieoplagspladser
  • 4.3.3 Øvrige risici ved aktiviteter
• 4.4 Risikoscreening i relation til jord, grundvand, naboarealer og recipienter
  • 4.4.1 Indvinding og grundvandets sårbarhed
  • 4.4.2 Naboarealer og recipienter

Erfaringerne med jord- og grundvandsforureninger igennem de seneste årtier viser, at mange forureninger kunne være undgået. For eksempel gennem substitution af kemikaliet, fokus på sikring af forureningskilden eller hvis der havde været gennemført en tilstrækkelig egenkontrol. For mange virksomheder har forureningerne medført store omkostninger i forbindelse med undersøgelser, afværgeforanstaltninger, produktionsstop og dårlig omtale. For myndighederne har mange sager bevirket, at de har bekostet udgifter til undersøgelser og afværgeforanstaltninger samt mistet grundvand på grund af lukkede indvindingsboringer.

Ved etablering, udvidelser eller revurdering af aktiviteter, hvor der indgår kemikalier, er det derfor væsentligt, at vurdere om aktiviteten udgør en risiko i forhold til jord- og grundvandsforurening. Denne vurdering (screening) skal altid gennemføres for både de anvendte kemikalier, den pågældende aktivitet og i forhold til jord og grundvandsforhold.

Som et indledende element i screeningen af aktiviteter foretages en identificering af potentielle aktiviteter til forurening af jord og grundvand. I tilfælde hvor der etableres en ny virksomhed eller foretages større udvidelser, eller myndigheden beslutter at revurdere hele virksomheden, kan det derfor forekomme, at der identificeres flere aktiviteter.

Identificeringen gennemføres ved en overordnet kortlægning af kemikaliets vej, fra det kommer ind på virksomheden, til det forlader den igen enten i form af et produkt eller affald på fast, flydende eller gasform. Derved identificeres og udpeges mulige kilder (aktiviteter) til forurening i forbindelse med driften, anvendelsen og opbevaringen af kemikaliet.

Erfaringsmæssigt er der ofte sket forurening fra aktiviteter og processer, hvor der ikke har været fokus på, at kemikaliet kunne genfindes for eksempel i forbindelse med intern transport på virksomheden, i kloaknettet eller i afkast fra bygninger. I figur 6.1 i kapitel 6 er illustreret eksempler på forskellige aktiviteter, der erfaringsmæssigt kan være årsag til forurening af jord og grundvand.

Ved identificeringen af forurenende aktiviteter er det relevant at inddrage branchebeskrivelser, der redegør for, hvor der erfaringsmæssigt er risiko for forurening, samt hvilke kemikalier, der traditionelt anvendes. Miljøstyrelsen /[3]/ og Videncenter for Jordforurening /[4]/ har til dette formål udarbejdet en række relevante branchebeskrivelser, vejledninger og rapporter.

Når aktiviteterne er identificeret, vurderes hver enkelt aktivitet efterfølgende efter retningslinjerne i beslutningsstøtteværktøjet, som der er nærmere redegjort for i det følgende.

Når virksomhed og tilsynsmyndighed skal vurdere i hvor høj grad en potentiel forureningskilde udgør en risiko, er det en fordel for begge parter, hvis der benyttes et standardiseret beslutningsstøtteværktøj.

Til gennemførelsen af denne vurdering præsenteres i afsnit 4.1. et beslutningsstøtteværktøj, som bl.a. omfatter en række hjælpeværktøjer, der er opdelt i følgende tre hovedgrupper:

• Risikoscreening af anvendte kemikalier, afsnit 4.2.
• Risikoscreening af den enkelte aktivitet, afsnit 4.3.
• Risikoscreening i relation til jord og grundvand, naboarealer og recipienter, afsnit 4.4.

4.1 Anvendelse af beslutningsstøtteværktøjet

Beslutningsstøtteværktøjet kan blandt andet hjælpe myndigheder og virksomheder, når de skal vurdere om aktiviteten udgør en høj eller normal risiko for jord- og grundvandsforurening, og dermed vurdere behovet for forebyggende foranstaltninger (skærpede eller normale krav) til aktiviteten. Værktøjet er tænkt som en støtte for virksomhed og myndighed i forbindelse med vurdering af risiko for jord- og grundvandsforurening. Udover at anvende beslutningsstøtteværktøjet skal der altid gennemføres en konkret vurdering af den enkelte aktivitet.

Anvendelsen af beslutningsstøtteværktøjet udføres i 4 trin. Principperne er anskueliggjort i figur 4.1 samt i den efterfølgende beskrivelse af de 4 trin herunder eksempler.

Når det er vurderet om aktiviteten udgør en høj eller normal risiko for jord og grundvandsforurening, skal omfanget af forebyggelse vurderes, herunder antallet af nødvendige barrierer. Det gøres ved at vurdere hvilke krav, der bør stilles til aktiviteten med hensyn til etablering, drift, sikring, kontrol og overvågning. Denne vurdering er behandlet i kapitel 5.

Figur 4.1. Beslutningsstøtteværktøj

I det følgende er brugen af beslutningsstøtteværktøjet illustreret gennem en række eksempler.

I 1. trin bør der tages stilling til, om der i aktiviteten håndteres sundhedsfarlige kemikalier med høj risiko for jord og grundvands-forurening. Værktøjet til at foretage denne screening er præsenteret i afsnit 4.2 og i figur 4.2. Hvis det af screeningen afgøres, at der håndteres sundhedsfarlige kemikalier med høj risiko for jord- og grundvandsforurening, fortsættes til 2. trin.

I 1. trin redegøres der ligeledes for mængden af anvendte og oplagrede kemikalier.

Hvis der håndteres kemikalier der udgør en normal risiko for jord- og grundvandsforurening, stilles normale krav til aktiviteten.

I 2. trin afgøres om der er tale om en nedgravet aktivitet. Da erfaringen viser, at nedgravede aktiviteter hyppigt giver anledning til jord- og grundvandsforurening, medfører en nedgravet aktivitet en høj risiko, jf. afsnit 4.3.2. Opmærksomheden bør dog henledes på, at retningslinjerne i den til enhver tid gældende olietankbekendtgørelse skal følges for nedgravede olietanke.

Er aktiviteten ikke nedgravet, fortsættes til trin 3.

I 3. trin afgøres det om der er tale om en kemikalieoplagsplads (som enten kan være indendørs eller udendørs). Da erfaringen viser, at kemikalieoplagspladser hyppigt giver anledning til jord- og grundvandsforurening, medfører en kemikalieoplagsplads, hvor der opbevares sundhedsfarlige kemikalier, en høj risiko for jord- og grundvandsforurening. Der bør derfor som udgangspunkt stilles skærpede krav til pladsen, jf. afsnit 4.3.3.

Er aktiviteten ikke en kemikalieoplagsplads, fortsættes til trin 4.

Eksempel 4.1. Den nedgravede DEHP-tank, beslutningsstøtteværktøj trin 1 – 2.

Eksempel 4.2. Udendørs kemikalieoplag med nikkeldihydroxid, beslutningsstøtteværktøj trin 1 – 3.

I trin 4 er der præsenteret 6 udsagn, hvor der skal svares JA eller NEJ, vedrørende:

• Mængden af kemikaliet. Håndteres der årligt over 1000 liter af kemikaliet, svares der JA til udsagnet. Mængden af håndterede og oplagrede kemikalier skal der være redegjort for allerede i trin 1, jf. endvidere afsnit 4.2.
• Er aktiviteten vanskelig at sikre, overvåge og kontrollere? Der svares JA til udsagnet, hvis kemikaliet vurderes at være vanskeligt at sikre, overvåge eller kontrollere, jf. afsnit 4.3.4.
• Indgår der høj grad af transport af kemikaliet eller anden påvirkning (tryk/temp.) af aktiviteten? Der svares JA til udsagnet, hvis der foregår en høj grad af intern transport eller anden påvirkning af aktiviteten, jf. afsnit 4.3.4.
• Aktivitetens placering i forhold til eksisterende vandindvinding. Ligger aktiviteten nærmere end 500 m fra nærmeste eksisterende indvindings- eller overvågningsboring, svares der JA til udsagnet, jf. afsnit 4.4.1.
• Er grundvandsressourcen i området sårbar i forhold til de opstillede parametre i tabel 4.2, jf. afsnit 4.4.1? Der svares JA, såfremt bare en af parametrene dæklagstykkelse, magasinforhold, afstand til grundvandsspejl eller nettonedbør vurderes at være sårbar.
• Er kemikaliet mobilt og har de nærmeste naboer til aktiviteten følsom arealanvendelse som for eksempel beboelse eller institutioner, svares der JA til udsagnet, jf. afsnit 4.4.2.

Ved en bekræftende JA besvarelse af 4 eller flere udsagn er der høj risiko, og dermed bør der som udgangspunkt stilles skærpede krav. Er der mindre end 4 JA stilles normale krav til aktiviteten. Baggrunden for udsagnene er endvidere behandlet i afsnit 4.2 – 4.4.

Eksempel 4.3. Overjordiske ståltanke med terpentin, beslutningsstøtte-værktøj trin 1 - 4.

4.2 Risikoscreening af anvendte kemikalier

I det følgende er der redegjort for den del af hjælpeværktøjet, der omfatter virksomhedens og myndighedens screening (vurdering) af det enkelte kemikalie.

Indledningsvis skal det sikres, at virksomheden i tilstrækkelig grad redegør for de anvendte kemikalier. Af bekendtgørelse om ”Særlige pligter for fremstillere, leverandører og importører med videre af stoffer og materialer efter lov om arbejdsmiljø” /[5]/ fremgår det blandt andet, at der for alle ”farlige” kemikalier skal foreligge sikkerhedsdatablade på dansk med blandt andet oplysninger om indholdsstoffer. Selv ved indhold af mindre mængder kemikalier for eksempel tilsætningsstoffer bør farligheden vurderes. Oplysningerne i sikkerhedsdatabladet er overvejende rettet mod sikring af arbejdsmiljøet, og er ofte ikke nok til at vurdere farligheden af kemikaliet i forhold til jord og grundvand.

Et eksempel kan være stoffet MTBE (methyl-tert-butyl-ether), som er et opløsningsmiddel, der blandt andet anvendes som tilsætningsstof til 98 oktan benzin. MTBE er letopløselig i vand og får vand til at lugte og smage ubehageligt, og der er derfor fastsat et grundvandskvalitetskriterium på 5 µg/l. Stoffet er på listen over farlige stoffer med klassificeringen F;R11 Xi;R38. Stoffet mærkes ikke som miljøskadeligt. Der er ikke krav om, at fareetiketten for kemiske produkter skal oplyse om indhold af lokalirriterende og miljøfarlige indholdsstoffer, og det vil dermed ikke nødvendigvis fremgå af mærkningen af et givet produkt, at det indeholder MTBE.

Man skal også være opmærksom på, at der er en nedre grænse for, hvornår enkeltstoffer skal oplyses på etiketten for de enkelte produkter. I tilfælde af større udslip af et kemisk produkt kan selv et lavt indhold af et givent stof få betydning. Etiketten vil i disse tilfælde ikke give tilstrækkelig information om de kemiske stoffer i udslippet, og oplysningerne om de kemiske navne for indholdsstofferne må skaffes ad anden vej.

Sikkerhedsdatabladene for kemiske produkter indeholder ofte flere oplysninger om indholdsstoffer end etiketterne, og det anbefales derfor at gennemgå de enkelte produkters sikkerhedsdatablade for at få yderligere informationer om stofferne.

Endvidere bør virksomheden vurdere, om der er risiko for, at der i forbindelse med produktionsprocesser kan dannes farlige kemikalier / affald / produkter.

Et kemikalie forekommer enten som et enkelt ”stof” for eksempel opløsningsmidlet toluen eller som ”produkt”, for eksempel dieselolie, der består af mange stoffer i form af forskellige kulbrinter.

Kemikalier anvendes typisk i virksomheder enten som hovedbestanddel i råvarer og produkter, for eksempel terpentin i visse malingstyper eller som tilsætningsstoffer, der tilsættes visse produkter i små mængder for at opnå produktforbedrende egenskaber, for eksempel MTBE i 98 oktan benzin eller DEHP i plastvarer.

Derudover kan kemikalier benyttes som hjælpestoffer i virksomhedens produktion for eksempel som drivmidler til køretøjer, vaskemidler til rengøring af udstyr, rensemidler i værksteder med mere.

Det er indledningsvis vigtigt at identificere samtlige kemikalier, som anvendes på virksomheden herunder opbevarede og forbrugte mængder. Indenfor visse typer af brancher (for eksempel renseribranchen) er der erfaring for, at selv et lavt årligt forbrug (få hundrede liter) af kemikalie kan forårsage omfattende forurening, såfremt der anvendes et meget miljøskadeligt stof.

Begrebet ”screening” af et kemikalie dækker i det efterfølgende over en trinvis procedure til kortlægning af de iboende egenskaber, som har betydning for, om spild af et eller flere kemikalier på en virksomhed kan medføre risiko for forurening af jord og grundvand.

Til hjælp ved screeningen af kemikalier er der til denne orientering udarbejdet  i flowdiagram, som præsenteres i nedenstående figur 4.2.

Figur 4.2. Flowdiagram til screening af kemikaliet

A. Kemikaliets tilstandsform og mængder

Det er indledningsvis vigtigt at søge oplysninger om kemikaliets tilstandsform ved almindelige tryk- og temperaturforhold (1 atm og 10-20 °C). Kemikalier, der under disse forhold forekommer som gas, udgør normalt kun en ringe risiko for jord- og grundvandsforurening.

Hvis kemikaliet derimod forekommer som væske eller fast stof fortsættes videre til punkt B i flowdiagrammet i figur 4.2.

Som en del af den indledende screening bør der redegøres for mængderne af håndteret og oplagret kemikalie. Som udgangspunkt øges risikoen for jord og grundvandsforurening i takt med mængden af kemikalie. Men der er eksempler på brancher med et årligt lavt forbrug af kemikalier, som har forårsaget omfattende jord- og grundvands-forurening som for eksempel indenfor renseribranchen. Selv ved årligt forbrug på 1000 liter er der erfaringsmæssigt risiko for forurening af jord og grundvand. Denne vurdering anvendes i trin 4 i beslutnings-støtteværktøjet figur 4.1

B. Danske lister over sundhedsfarlige kemikalier med høj risiko for jord- og grundvandsforurening

Til vurderingen af om et kemikalie kan udgøre en høj risiko for forurening af jord- og grundvandsmiljøet kan følgende to lister anvendes:

Den første er Miljøstyrelsens liste over kvalitetskriterier i relation til forurenet jord /[6]/, der kan søges på www.mst.dk. Miljøstyrelsens liste omfatter ca. 100 kemikalier fra industrivirksomheder, der ofte er årsag til forurening af jord og grundvand. For samtlige kemikalier på listen har Miljøstyrelsen tillige fastsat vejledende grænseværdier for indholdet i jord, grundvand og poreluft. Bemærk at listen revideres løbende.

Eksempel 4.4.  Den nedgravede DEHP-tank:

Miljøstyrelsens liste over kvalitetskriterier dækker ikke alle kemikalier med høj risiko for at forurene jord og grundvand. Mange andre kemikalier kan også udgøre en risiko her.

Den anden liste er en udvidet liste med 175 kemikalier, udgivet af Videncenter for Jordforurening i rapporten ”Kortlægning af kemikalieanvendelsen i forskellige brancher, Teknik og Administration 2002” /[7]/. Listen fremgår af bilag 1.

Eksempel 4.5. Det udendørs kemikalieoplag med nikkeldihydroxid:

Såfremt kemikaliet optræder på en eller begge af ovennævnte danske lister, kan kemikaliet karakteriseres som sundhedsfarligt kemikalie med høj risiko for jord- og grundvandsforurening.

Optræder kemikaliet ikke på de to lister fortsættes til trin C.

C. Miljøstyrelsens og EU's liste over farlige stoffer

Kemikalier kan have en lang række iboende egenskaber, der hver især eller i kombination med andre har betydning for, om spild af kemikaliet udgør en risiko for jord- og grundvandsforurening. Disse iboende egenskaber afspejles i kemikaliernes klassificering.

Det undersøges derfor om kemikaliet er optaget på Miljøstyrelsens (og EU’s) liste over farlige stoffer /[8]/. Denne liste indeholder ca. 8.000 kemikalier. Kemikalierne er undersøgt og vurderet for deres farlighed med hensyn til brand- og eksplosion, sundhed, vandmiljø og ozonlagspåvirkning.

Listen over farlige stoffer kan ses på www.mst.dk.

Hvis mindst én af følgende fareklasser er angivet, kan kemikaliet være potentielt sundhedsfarligt i forbindelse med en forurening:

• Tx (Meget giftigt)
• T (Giftigt)
• Carc (Kræftfremkaldende)
• Rep (Reproduktionstoxisk)
• Mut (Mutagen)
• Xi (Lokalirriterende)
• Xn (Sundhedsskadelig)
• N (Miljøfarlig)

Vær opmærksom på, at der er nye regler for klassificering og mærkning på vej. De nye regler er baseret på FN´s ”Globally Harmonized System of Classification and Labelling of Chemicals” (GHS), og forventes indført i EU (og Danmark) samtidig med REACH under betegnelsen CLP (Classification, Labelling and Packaging). Med indførelsen af CLP er der lagt vægt på at de nye regler for mærkning ikke svækkes i forhold til de eksisterende regler. For brand og eksplosionsfare bygger de nye regler i høj grad på reglerne for transport af farligt gods, og de medfører en generel udvidelse og skærpelse af de eksisterende EU-regler. Med hensyn til sundheds- og miljøfare adskiller CLP sig i store træk ikke væsentligt fra EU-systemet.

CLP har stort set de samme fareklasser som de eksisterende regler. Faresymbolerne vil skifte udseende fra et sort symbol i en orange firkant til sort symbol på hvid baggrund i en diamantformet figur med rød kant. Nogle symboler er de samme i CLP og i EU-mærkningssystemet, f.eks. dødningehovedet for akut giftighed, ligesom symbolet for ætsende effekt vil være det samme i CLP som i de nuværende EU-regler. Den vigtigste ændring er indførelsen af 2 nye faresymboler. Det ene er et udråbstegn "!", som skal anvendes i stedet for Andreaskorset "Xn /Xi" for f.eks. sundhedsskadelig og lokalirriterende effekt. Det andet faresymbol skal erstatte EU’s dødningehoved som symbol for kræftfremkaldende, mutagen og reproduktionsskadelige effekter. Der vil desuden i et vist omfang blive indført nye faresymboler og nye risiko- og sikkerhedssætninger (R- og S-sætninger), samt som noget helt nyt: ”Signalord” (”Danger” og ”Warning”).

Stoffer skal klassificeres efter CLP-reglerne fra 2010, mens blandinger skal klassificeres fra 2015. Der er dog en overgangsordning, så begge klassificerings- og mærkningssystemer kan bruges sideløbende frem til henholdsvis 2010 og 2015. Tidsplanen for klassificering af stoffer følger således den 1. registreringsdato for REACH (1. december 2010).

Mere viden om de nye klassificerings- og mærkningsregler, CLP, kan findes elektronisk på Miljøstyrelsens hjemmeside www.mst.dk.

For nogle kemikalier er det muligt at finde oplysninger om kemikaliets sundhedsmæssige og miljømæssige egenskaber i kemikaliets sikkerhedsdatablad (eller produktdatablad, arbejdshygiejnisk brugsanvisning med videre), som kan rekvireres hos virksomheden, producenten eller leverandøren.

Man skal dog være opmærksom på, at oplysningerne i sikkerhedsdatabladet retter sig mod arbejdsmiljøet, og dermed giver det ikke altid tilstrækkelige oplysninger til risikoscreeningen i forhold til jord og grundvand.

Findes stoffet på listen over farlige stoffer fortsættes til trin E, hvor kemikaliets iboende egenskaber vurderes i relation til jord og grundvand. Findes det ikke på listen fortsættes til trin D.

D. Vejledende liste til selvklassificering af farlige stoffer

En anden mulighed for at søge oplysninger om et kemikalies sundhedsfarlighed er at søge i Miljøstyrelsens vejledende liste til selvklassificering af farlige stoffer /9/.

Miljøstyrelsens vejledende liste til selvklassificering af farlige stoffer er nærmere beskrevet i Miljøprojekt nr. 635, 2001 /[9]/. Selve listen kan ses på www.mst.dk.

Miljøstyrelsen har gennemgået ca. 47.000 kemikalier og fundet, at 20.624 kemikalier vurderes at skulle klassificeres for en eller flere af følgende farlige egenskaber:

• Akut dødelig virkning ved indtagelse.
• Allergifremkaldende effekt ved hudkontakt.
• Skader på arveanlæggene.
• Kræftfremkaldende effekt.
• Farlighed for vandmiljøet.

Hvis kemikaliet findes på listen bestemmes det dernæst, om det er et sundhedsfarligt kemikalie med høj risiko for jord- og grundvandsforurening. Dette gøres efter retningslinjerne i afsnit E, hvor kemikaliets iboende egenskaber vurderes. I den forbindelse kan det være nødvendigt at søge ekspertbistand.

I eksempel 4.6 er et eksempel på gennemførelse af screening af et kemikalie.

Eksempel 4.6. De-icing i en lufthavn

Hvis kemikaliet ikke findes på ovennævnte lister bør producenten/leverandøren af kemikaliet selv eller ved hjælp af ekspertbistand vurdere og klassificere kemikaliet.

E. Vurdering af kemikaliets iboende stofegenskaber

Hvis der er svaret JA under screeningens punkt C eller D, bør der søges oplysninger om en række iboende stofegenskaber, der har særlig betydning for kemikaliets opførsel i jord og grundvand. På baggrund af oplysningerne foretages en vurdering af, om kemikaliet udgør en potentiel risiko for jord- og grundvandsforurening. I den forbindelse kan det som omtalt ovenfor være nødvendigt at søge ekspertbistand.

Nedbrydelighed

De fleste uorganiske kemikalier (for eksempel blyforbindelser eller vejsalt) har potentiel risiko for jord- og grundvandsforurening, idet disse ikke nedbrydes i jord- og grundvandsmiljøet.

For organiske kemikalier er det vigtigt at søge oplysninger om kemikaliets nedbrydelighed i jord- og grundvandsmiljøet, idet kemikalier som er let nedbrydelige normalt ikke vil kunne akkumuleres i jord, grundvand eller organismer.

Det er af stor vigtighed ikke alene at søge oplysninger om nedbrydeligheden af det organiske kemikalie, men også om identiteten og nedbrydeligheden af kendte nedbrydningsprodukter. Dette skyldes, at visse let nedbrydelige kemikalier nedbrydes til andre kemikalier (nedbrydningsprodukter), som i visse tilfælde kan udgøre en større risiko for skadelige effekter i miljøet end moderstoffet.

Det skal understreges, at hvis man har fundet stoffer let nedbrydelige ved hjælp af screeningstestene (OECD301a-f), så har man sikkerhed for, at der ikke dannes nedbrydningsprodukter.

Eksempel 4.7 Bionedbrydning af tetrachlorethylen (PCE):

Man skelner mellem abiotisk og biotisk nedbrydning (bionedbrydning), hvor fotokemisk nedbrydning (nedbrydning som følge af lyspåvirkning) samt hydrolyse (nedbrydning som følge af reaktioner med vand) udgør eksempler på abiotiske nedbrydningsprocesser, jf. eksempel 4.7.

Bionedbrydning er nedbrydning som følge af (mikro)biologiske processer, som kan foregå enten i et aerobt miljø – for eksempel i muldlaget i jorden eller et terrænnært grundvandsmagasin, eller i anaerobe miljøer i dybereliggende jordlag og grundvandsmagasiner.

Der findes en række standardiserede tests til vurdering af især kemikaliers bionedbrydning. Oplysninger om testresultater af bionedbrydelighed kan for visse kemikalier findes i kemikaliets sikkerhedsdatablad, eller kan oplyses af producenten/leverandøren. Jf. endvidere eksempel 4.8.

Det skal understreges, at ingen af de standardiserede tests kan forudsige noget om nedbrydning i jord. Det de kan bruges til er, at forudsige noget om stofegenskaben bionedbrydelighed – altså om et stof er let bionedbrydeligt eller ej. Når der så alligevel kan konkluderes noget vedrørende stoffernes nedbrydelighed i jord, så er det fordi erfaringen siger, at når et stof er let bionedbrydeligt, så kan det også nedbrydes i jord.

Det er i den forbindelse vigtigt at skelne mellem aerob og anaerob bionedbrydning, idet der kan være stor forskel på en række kemikaliers bionedbrydelighed i aerobt og i anaerobt miljø.

Eksempel 4.8. Standardiseret test til vurdering af kemikaliers aerobe bionedbrydelighed:

Opmærksomheden skal henledes på, at der for tiden mangler data vedrørende bionedbrydelighed (især anaerob bionedbrydelighed) af de fleste organiske kemikalier i jord- og grundvandsmiljøet. Oplysninger om nedbrydelighed af nogle få udvalgte kemikalier, herunder om nedbrydningsprodukter kan findes i Miljøstyrelsens projekt om jord og grundvand /[10]/.

Fordampning

Et andet vigtigt sæt parametre til vurdering af, hvorvidt et sundhedsfarligt kemikalie kan udgøre en risiko for jord- og grundvandsforurening, er knyttet til kemikaliets evne til at fordampe. Denne egenskab har betydning i to forhold: Dels kan spild af kemikalier, der let fordamper, undgå at forurene jorden hvis spildet sker fra en overjordisk aktivitet, og dels kan dampe fra jordforureninger påvirke indeklima i bygninger placeret ovenpå forureningen.

Kemikaliets damptryk er som oftest angivet i sikkerhedsdatabladet. Som tommelfingerregel kan benyttes, at såfremt damptrykket overstiger 760 mm Hg (= 1 atm) er kemikaliet så letflygtigt, at det udgør en lav risiko for jord og grundvand. Er damptrykket derimod lavere end 1 mm Hg, har kemikaliet så lav en flygtighed, at der er høj risiko for jord og grundvand.

Kemikaliers flygtighed kan også være opgivet som Henry’s lov-konstanten K_H. Som tommelfingerregel kan benyttes, at såfremt Henry’s lov-konstanten K_H > 10^-3 atm m³ mol^-1 er kemikaliet så letflygtigt, at det ikke udgør en risiko for jord og grundvand. Er K_H < 3 · 10^-7 atm m³ mol^-1 er kemikaliet mindre flygtigt end vand, og vil derfor ved udvaskning kunne udgøre en risiko for grundvandet.

Sorption

En tredje vigtig parameter er kemikaliets evne til at binde sig til jordens mineralske og organiske bestanddele – den såkaldte sorption. I danske jorder, som har været opdyrkede gennem århundreder, er der i overfladejorden et højt indhold af muld eller organisk materiale, som organiske kemikalier let hæfter sig på.

Den parameter, der som udgangspunkt benyttes til at udtrykke sorptionen, er jord-vand fordelingskoefficienten K_d, der udtrykker forholdet mellem koncentrationen i jorden (eksempel på enhed: mg/kg)og koncentrationen i porevandet (eksempel på enhed: mg/l). Jo højere K_d-værdi jo stærkere bindes kemikaliet til jorden. En lav K_d-værdi angiver derfor at kemikaliet er vandopløseligt. En høj K_d-værdi ligger som tommelfingerregel over 10.

En stor del af de almindeligt forekommende industrikemikalier, herunder olieprodukter, opløsningsmidler, tjærestoffer med videre tilhører gruppen af hydrofobe (=vandskyende) organiske kemikalier, som vil binde sig til jordens organiske stof afhængigt af deres hydrofobicitet. Jo mere hydrofobt et stof er, jo mere vil det binde sig til jordens organiske stof.

Dette forhold gælder også hvis et stof tilsættes en blanding af et organisk opløsningsmiddel og vand. Et stof der er meget hydrofobt, vil i langt overvejende grad binde sig til det organiske opløsningsmiddel (for eksempel oktanol) på samme måde, som det vil binde sig til jordens organiske materiale. Denne sammenhæng udnyttes eksperimentelt til at estimere sorptionen, ud fra kemikaliets oktanol/vand-fordelingskoefficent K_ow. Denne parameter (eller rettere logaritmen til K_ow) er eksperimentelt fastlagt for en lang række organiske kemikalier, som for visse kemikalier kan findes i kemikaliets sikkerhedsdatablad eller oplyses hos producenten/leverandøren. Data kan alternativt findes via opslag i internationale stofdatabaser, for eksempel www.chemfinder.com og www.syrres.com/esc.

Som tommelfingerregel kan bruges, at såfremt kemikaliets log K_ow > 3, har kemikaliet en høj sorption i jord, og udgør derfor en potentiel risiko for jordforurening ved spild. Er log K_ow < 1,7. er sorptionen derimod så lav, at kemikaliet fortrinsvis findes opløst i vand. Hvis 1,7 < log K_ow < 3 er der potentiel risiko for såvel jord- og grundvandsforurening.

Vandopløselighed

En fjerde vigtig parameter er kemikaliets vandopløselighed S.

Kemikalier med høj vandopløselighed (S > 1000 mg/l) vil som tommelfingerregel kunne udvaskes fra jorden med nedsivende regnvand, og vil dermed udgøre en risiko for forurening af grundvandsressourcen. Kemikalier med lav vandopløselighed (S < 1 mg/l) udgør derimod kun en lav risiko for grundvandsforurening.

Imidlertid kan også kemikalier med lav vandopløselighed under visse omstændigheder, såsom lav pH-værdi, høj ion-styrke, tilstedeværelse af andre organiske kemikalier samt tilstedeværelse af opløst og partikulært organisk materiale, udvaskes til grundvandet.

Opsamling

Når der er gennemført en vurdering af kemikaliets iboende egenskaber besluttes det, om kemikaliets udgør en høj eller lav risiko for forurening af jord- og grundvand. Beslutningen vil altid hvile på en subjektiv vurdering, og kan for nogle kemikalier være vanskelig; men såfremt der er tvivl om beslutningen, bør der som udgangspunkt besluttes høj risiko.

Informationskilder til vurdering af kemikaliets iboende egenskaber

I forbindelse med indhentning af oplysningerne om kemikaliernes iboende egenskaber er der i Miljøstyrelsens projekt nr. 20 af 1996 ”Kemiske stoffers opførsel i jord og grundvand” /10/ nærmere redegjort for en række stoffers iboende egenskaber. Endvidere er der redegjort for indholdet i parametrene nedbrydelighed, fordampning, sorption og vandopløselighed.

En anden mulighed er at finde de relevante data i forskellige internationale stofdatabaser såsom www.chemfinder.com eller www.syrres.com/esc eller som en sidste mulighed at estimere de relevante data ved hjælp af QSAR-modeller.

Mange af ovennævnte oplysninger om kemikalierne er virksomheden allerede forpligtiget til at fremskaffe som følge af bestemmelser i kemikalielovgivningen. REACH (EU's kemikaliereform) stiller krav til virksomhederne om denne datafremskaffelse. På Arbejdstilsynets hjemmeside /[11]/ kan der indhentes information med hensyn til virksomheders pligt vedrørende kemikalier i arbejdsmiljøet. Desuden henvises til Miljøstyrelsens virksomhedsguide, som kan findes under på ”Kemikalier” på Miljøstyrelsens hjemmeside, www.mst.dk.

Hvis nødvendige vurderingsdata ikke foreligger, anbefales det at virksomheden, producenten eller leverandøren af kemikaliet henvises til rådgivende virksomheder med ekspertise på området med henblik på at få foretaget en konkret vurdering.

Der er udarbejdet et tjekskema for screening af kemikalier, jf. tabel 4.1. Tjekskemaet er tænkt som en hjælp til indsamling, systematisering og vurdering af fysisk/kemiske data og miljødata for kemikalier med henblik på at vurdere, om udslip af kemikaliet kan forurene jord og grundvand.

Tabel 4.1. Tjekskema for screening af kemikaliet

4.3 Risikoscreening af den enkelte aktivitet

I det følgende er der redegjort for, hvorledes der gennemføres en risikoscreening af selve aktiviteten. Det er således belyst, hvilke væsentlige forhold virksomhed og myndighed generelt bør forholde sig til i forbindelse med vurdering af en aktivitet. Når vurderingen er gennemført, er der i kapitel 5 redegjort for, hvorledes der bør forebygges, herunder hvilke vurderinger, der bør foretages, når aktiviteten skal sikres, overvåges og kontrolleres. Herudover at vurdere antallet af barrierer, der er nødvendige for at forebygge. Med hensyn til vurderingen af specifikke aktiviteter som nedgravede tankanlæg, belægninger, vaskepladser med videre er disse behandlet i kapitel 6.

Når en aktivitet skal screenes, skelnes der indledningsvis om aktiviteten er overjordisk eller nedgravet. En aktivitet (indretning) karakteriseres som nedgravet, hvis hele eller dele af aktiviteten ikke kan inspiceres visuelt under bunden.

4.3.1 Nedgravede aktiviteter

Generelt er det erfaringen, at størstedelen af de konstaterede jord- og grundvandsforureninger skyldes nedgravede aktiviteter som for eksempel tankanlæg, rørsystemer, olieudskillere med videre. Årsagen er først og fremmest, at det er vanskeligt at registrere en utæthed visuelt. Særligt mindre utætheder (få liter om året), hvor udsivningen kan ske over en lang årrække,,opdages sjældent, da spildmængden typisk udgør få promille af det samlede kemikalieforbrug på virksomheden. I sådanne tilfælde træffes forureningen ofte først. når tankanlægget graves op eller i forbindelse med udførelse af forureningsundersøgelser.

Vær opmærksom på, at i visse tilfælde er kun dele af aktiviteten nedgravet, for eksempel en nedgravet rørledning, der er tilknyttet en overjordisk tank. En sådan aktivitet er også nedgravet.

Nedgravede aktiviteter udgør erfaringsmæssigt en høj risiko for jord- og grundvandsforurening og bør derfor som udgangspunkt undgås. Hvis det er nødvendigt at etablere en nedgravet aktivitet, bør denne sikres med ekstra forebyggende foranstaltninger (barrierer) i form af skærpede krav.

4.3.2 Overjordiske aktiviteter herunder kemikalieoplagspladser

Forureninger fra overjordiske aktiviteter træffes ofte i forbindelse med uheld for eksempel i forbindelse med transport, påfyldning, tømning med videre. Forureninger fra overjordiske aktiviteter udgør normalt en mindre trussel mod grundvandsressourcen end nedgravede aktiviteter, da indsatsen mod forureningen som regel kan iværksættes forholdsvis hurtigt.

En undtagelse fra reglen er kemikalieoplagspladser, der erfaringsmæssigt kan forårsage meget kraftig jord- og grundvands-forurening, og derfor udgør en høj risiko.

Overjordiske aktiviteter, bortset fra kemikalieoplagspladser, udgør som udgangspunkt ikke en høj risiko for jord- og grundvandsforurening.

4.3.3 Øvrige risici ved aktiviteter

Udover om aktiviteten er overjordisk eller nedgravet er der i forbindelse med screeningen en række forhold ved aktiviteten, som kan forårsage jord- og grundvandsforurening, hvilket der er redegjort for i det følgende:

• Nogle typer af aktiviteter kan være vanskelige at sikre, overvåge og kontrollere. Det kan være fabriksanlæg, hvor kemikaliet indgår i flere produktionsprocesser og procesudstyr samt håndteres som råvare, hjælpemiddel, affald, i spildevand og som luftemission.
• På virksomheder hvor der foregår en høj grad af transport af kemikaliet, er der øget risiko for spild. Det kan være i forbindelse med intern transport mellem forskellige produktionsområder og oplag eller i forbindelse med ekstern transport ved levering af råvarer og afhentning af affald.
• Indgår der mange samlinger, ventiler, fittings og koblinger med videre, vil der være særlig risiko for jord- og grundvandsforurening. Størstedelen af de forureninger, der konstateres ved for eksempel tankanlæg med tilhørende rørsystemer, skyldes defekte samlinger mellem for eksempel tank og rør.
• Aktiviteter der udsættes for daglige kraftige belastninger, som blandt andet trykpåvirkning, temperatur, nedbør, slid, aggressive kemikalier med videre, kan efter års slid beskadiges og dermed forårsage forurening.
• Eksisterende aktiviteter, der er etableret for adskillige år siden, blev etableret med den viden, der var tilgængelig for den tid. Erfaringsmæssigt var der begrænset fokus på materialevalg, konstruktion, dimensionering samt forebyggelse af forurening af jord og grundvand. Ældre aktiviteter, der fortsat er i drift, udgør derfor en særlig risiko for jord- og grundvandsforurening, hvilket er særligt relevant for myndigheden i forbindelse med revurdering af eksisterende godkendelser.

4.4 Risikoscreening i relation til jord, grundvand, naboarealer og recipienter

Forurening af jord- og grundvand kan medføre ødelæggelse af grundvandsressourcen samt påvirke nærliggende recipienter. Derudover kan jordforurening have betydning for arealanvendelsen på selve virksomheden, hvor der kan opstå risiko for eksponering med miljøfremmede stoffer. Endvidere kan der være risiko for, at forureningen kan spredes til naboarealer, så den ved afdampning påvirker indeklimaet negativt i nærliggende bygninger.

I figur 4.3 er illustreret en jord- og grundvandsforurenings sprednings- og eksponeringsveje.

Figur 4.3. En jord- og grundvandsforurenings sprednings- og eksponeringsveje /[12]/.

Som en væsentlig del af beslutningsstøtteværktøjet bør virksomhed og myndighed gennemføre en screening af områdets grundvandsforhold herunder indhente oplysninger omkring indvinding, geologiske og hydrologiske forhold.

Med hensyn til områder, der er udpeget med særlige drikkevands-interesser, er udpegningen nærmere beskrevet i Vejledning fra Miljøstyrelsen, ”Udpegning af områder med særlige drikkevands-interesser”, nr. 6 1995. I henhold til vejledningen skulle de daværende amter udpege områder med særlige drikkevandsinteresser, områder med drikkevandsinteresser og områder med begrænsede drikkevandsinteresser. Områder med særlige drikkevandsinteresser er siden 1998 blevet detaljeret kortlagt i kraft af den geologiske kortlægning, der blev iværksat som led i Vandmiljøplan II. Denne kortlægning, der stadig pågår, har efterfølgende medført justeringer i områdeafgrænsningen. De udpegede områder skulle indgå i regionplanerne. De seneste regionplaner (regionplan 2005) er i forbindelse med kommunalreformen ophøjet til landsplandirektiv. Områdeudpegningerne videreføres i de kommende vandplaner, der udarbejdes i henhold til miljømålsloven. Vejledningens formål har været at differentiere og målrette beskyttelsesindsatsen, men under hensyntagen til to vigtige forudsætninger:

1. Områdeudpegningen er et ekstra supplement i den samlede grundvandsbeskyttelse, således at der opretholdes et generelt højt beskyttelsesniveau i hele landet uanset områdeudpegningen.
    
2. Hovedformålet med udpegningen er, at den skal anvendes som et prioriteringsgrundlag. Denne forudsætning er blandt andet konkretiseret med oprydningen af forurenede lokaliteter. Her anvendes i princippet samme risikovurderingsmetodik og oprydningsniveau afhængigt af, i hvilket område lokaliteten er beliggende, men grundvandstruende lokaliteter beliggende i områder med særlige drikkevandsområder bør med udgangspunkt i vejledningen prioriteres højest. Vejledningen kan således anvendes til at prioritere indsatsen, mens fremadrettede tiltag skal opretholde et generelt højt beskyttelsesniveau. Dette ses for eksempel også ved, at det er de samme pesticider, der er godkendt i alle typer af udpegede områder, og at der er samme krav til eksempelvis deponerings-anlæg (lossepladser).

4.4.1 Indvinding og grundvandets sårbarhed

Screeningen overfor grundvandet omfatter en vurdering af aktivitetens placering i forhold til områdets vandindvinding og en vurdering af grundvandets sårbarhed.

Hos den lokale vandforsyning (kommunalt eller privat vandværk) kan der indhentes oplysninger om forhold, der vedrører vandindvindingen i området, herunder:

• Afstanden til nærmeste indvindings- eller overvågningsboring. Er afstanden mindre end 500 m, bør der være ekstra opmærksomhed på forebyggelse i forhold til aktiviteten.
• Potentialekort, hvor det kan bestemmes om aktiviteten, er beliggende opstrøms eller nedstrøms for den lokale indvinding.
• Kommunens indsatsplaner, hvor der kan være oplysninger omkring retningslinjer for etablering af forurenende aktiviteter.

Ved vurdering af risikoen for nedsivning af et kemikalie til grundvandet er det udover kemikaliets iboende egenskaber (afsnit 4.2) de geologiske og hydrologiske forhold, der bestemmer stoffets mulige påvirkning af grundvandsressourcen.

I nedenstående tabel 4.2 er der kort redegjort for de geologiske og hydrologiske parametre, der har betydning for mulig forurening af grundvandet.

Tabel 4.2. Geologiske og hydrogeologiske parametre af betydning for mulig forurening af jord- og grundvand.

Hos statens miljøcentre kan der ligeledes i indsatsplanerne indhentes oplysninger om sårbarheden i området.

På boringsdatabasen ”Jupiter”, der kan hentes på GEUS hjemmeside (www.geus.dk), kan der indhentes oplysninger om alle indvindings- og overvågningsboringer, herunder geologi, grundvandsstand og eventuelle analyseresultater af moniteringen.

4.4.2 Naboarealer og recipienter

Jord- og grundvandsforureninger på industrivirksomheder kan medføre sundhedsskadelige effekter ved afdampning til bygninger på virksomhedens eget areal eller til bygninger på naboarealer.

Forurening kan spredes fra virksomhedens areal enten via overfladisk afstrømning, horisontal grundvandsstrømning i et terrænnært grundvandsmagasin eller via konvektion og diffusion af dampe i jordens umættede zone.

Dampene bevæger sig op gennem jordlagene og trænger gennem eventuel belægning på jorden til udeluften. Ligger der en bygning oven på forureningen, kan forureningen trænge ind gennem gulvkonstruktionen via revner og sprækker samt ved diffusion.

Ligger en potentiel kilde til jord- eller grundvandsforurening i nærheden af bygninger, bør man være specielt opmærksom på afdampning af kemikalier til indeluften. Dette gælder både produktionsbygninger, kontorbygninger og eventuelle beboelse eller anden følsom arealanvendelse på eller som nabo til virksomheden.

Forureningen af udeluften kan medføre lugtgener og sundhedsskadelige

koncentrationer på udendørs arealer, specielt under vindstille forhold.

Til vurdering af virksomhedens placering i forhold til forureningsfølsomme naboarealer kan benyttes oplysninger fra lokalplaner og BBR-registre samt visuel kontrol.

Ved spredning af kemikaliet til et terrænnært grundvandsmagasin kan der ligeledes være risiko for forurening af recipienter som å, sø og hav. Mange følsomme recipienter er målsat i regionplanen og bliver på ny målsat i vandplanen.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 December 2008, © Miljøstyrelsen.