Att inventera potentiellt förorenade områden är ett viktigt första steg för att ta reda på var föroreningar finns och om de kan utgöra en risk för människors hälsa eller miljön. De inventeringar som utförts de senaste två decennierna har främst varit inriktade mot förorenade områden på land. På senare tid har ett utökat fokus lagts på att även inventera förorenade sedimentområden för att kunna prioritera de insatser som behövs för att uppnå en god vattenmiljö.
Ett viktigt mål är att komma fram till vilka punktkällor som sprider föroreningar till vatten och sediment så att dessa kan åtgärdas. Inventeringarna syftar också till att hitta de sedimentområden som i sig är så förorenade att de medför en risk för akvatiskt liv eller sprider föroreningar vidare till andra vattenområden eller till näringskedjan.
Föroreningar som påträffas i sediment kan komma från många olika källor, både från pågående verksamheter och historiskt förorenade områden. Spridningen kan ha skett direkt från en punktkälla men också diffust från mer avlägsna källor. Utifrån resultaten av inventeringarna kan prioriteringar göras av vilka områden som behöver utredas vidare för eventuella åtgärder på plats eller av tillförande källor.
Inventeringsarbetet utgår från den befintliga metoden för inventering av förorenade områden (MIFO), men har anpassats till sediment eftersom förutsättningarna i vattenområden skiljer sig från de på land. Metodiken tar även avstamp i, och bidrar till, arbetet som utförs inom vattenförvaltningen. I den här rapporten beskrivs metodiken och ges vägledning om hur de inledande stegen i inventeringen genomförs:
Vägledning till tillsynsmyndigheter ges även på Naturvårdsverkets webbplats:
Länsstyrelserna har från år 2023 i uppdrag att inventera förorenade sedimentområden. För momenten med verifierande provtagning har länsstyrelserna möjlighet att söka bidrag från Naturvårdsverket. Mer information om det finns här:
I Stockholms län har verifierande provtagningar utförts av sediment, vilka finns sammanfattade i rapporten:
Sammanfattning av sedimentundersökningar. MIFO fas-2-undersökningar i Stockholms län. WSP.
En nationell kartläggning av miljögifter i sediment utfördes år 2020-2022 inom regeringsuppdraget om förorenade sediment. Erfarenheter från metodiken för att välja ut och provta områden kan ge stöd vid planering av verifierande provtagningar. Dessa listas längre ned och beskrivs mer utförligt i en rapport publicerad av Havs- och vattenmyndigheten:
I de underliggande resultatrapporterna redovisas mer i detalj hur provtagningarna genomfördes, se under rubriken Fältundersökningar på sidan om publicerade rapporter inom myndighetssamverkan.
Inför en undersökning där syftet är att hitta sedimentområden där föroreningar kan ha ansamlats är det nödvändigt att först skapa sig en bild av troliga föroreningskällor och vattenområdenas bottenförhållanden.
Resultaten av påverkansanalysen som görs inom vattenförvaltningen är en bra utgångspunkt, men detaljnivån och omfattningen kan skilja sig mellan län, och vattenförekomster som är påverkade av andra ämnen än de som har bedömningsgrunder (prioriterade ämnen och särskilda förorenade ämnen) kan ha förbisetts. Det kan även finnas kraftigt förorenade sedimentområden i vattenområden som inte är tillräckligt stora för att klassificeras som en vattenförekomst, utan i stället utgör så kallat övrigt vatten vilka inte finns med i påverkansanalysen.
Informationen som samlas in inom vattenförvaltningen är således en bra grund till vissa delar, men behöver kompletteras med annat underlag för att fånga upp de områden som kan vara förorenade. Exempelvis kan underlag från EBH-stödet, gamla kartor, och gamla flygbilder vara värdefulla.
Lokalkännedom från handläggare på länsstyrelser och kommuner är viktig för att peka ut misstänkt förorenade sedimentområden, och vilka föroreningarna och källorna kan vara. God lokalkännedom är också fördelaktig vid planeringen av de praktiska momenten av undersökningarna vad gäller exempelvis att hitta lämpliga iläggningsplatser för båt.
En god kännedom om bottnarnas egenskaper i undersökningsområdet är nödvändig för att minimera risken att föroreningar inte upptäcks och att områden därför felaktigt prioriteras bort för vidare undersökning eller åtgärd. Sådan inledande kunskap sparar också resurser genom att onödiga provtagningar och analyser på bottnar som saknar förutsättningar att vara förorenade undviks.
Oavsett syftet med undersökningen är en inledande kartläggning av området därför ett mycket viktigt moment för att kunna planera lämpliga punkter och nivåer i sedimenten för provtagning. Information bör först insamlas från eventuella tidigare undersökningar, sjökort och kartor och i regel behövs dessutom inledande mätningar med olika slags ekolod (hydroakustiska undersökningar) för att identifiera lämpliga platser att ta prov på.
Förorenade sediment uppstår då partikulärt material med bundna föroreningar sjunker till botten och ansamlas där. Detta sker på bottnar där det finns förutsättningar för finpartikulärt material (lera, silt, gyttja) att ligga kvar över tid, s.k. ackumulationsbottnar.
Enligt resultaten från undersökningarna uppträder som regel de högsta halterna av sedimentföroreningar i närmast liggande ackumulationsbotten nedströms källan. Men beroende på områdets komplexitet kan flera distinkt olika förorenade sedimentområden förekomma inom samma närområde.
Bottnar med kraftig lutning eller bottnar där strömmar eller vågrörelser medför att finare material (inklusive eventuellt associerade föroreningar) inte kan ansamlas benämns erosionsbottnar, och kännetecknas av grövre material som sand, grus eller sten, alternativt frameroderad glacial lera.
Bottnar där finkornigt material tidvis kan ansamlas, men sedan förs bort, benämns transportbottnar. Bottnars förutsättningar för ackumulation kan variera i liten eller större skala beroende på batymetri (terrängens fysiska form under vatten) och strömmar, och successiva övergångar kan förekomma mellan de olika typerna av botten.
Provtagning på ackumulationsbottnar ger möjlighet att studera både den nutida föroreningssituationen med nyligen sedimenterade partiklar och föroreningar, samt föroreningar som spridits längre tillbaka i tiden. Dessa bottnar förekommer främst i sjöar eller i skyddade kustområden.
Vanligtvis ackumuleras finkornigt material där vattendjupet är som störst eller i skyddade sänkor där vattenströmmar saknas eller är mycket långsamma. Dock kan djupare delar i ett vattenområde påverkas av bottenströmmar så att de saknar yngre finkornigt material. Detta omvända förhållande är särskilt förekommande i strömmande vattendrag, eller i vissa kustområden, där material eroderas bort från djuphålor medan grundare flacka ytor kan indikera att material sedimenterar till följd av en lägre strömhastighet.
Bottenförhållandena framträder ofta tydligt i resultaten av hydroakustiska undersökningar. Antropogena sediment, exempelvis tippmassor och fibersediment, som kan påvisas vid hydroakustiska undersökningar kan även förekomma på transport- och till och med erosionsbottnar, och är viktiga att kartlägga och provta i förekommande fall.
Inför provtagning av vattendrag är information om strömhastigheter värdefullt då höga strömhastigheter medför att finare partiklar, som är en betydelsefull storleksfraktion för transport av många miljöfarliga ämnen, inte sedimenterar.
Från undersökningen i sjöar och vattendrag gjordes uppskattningen att strömhastigheter som överskrider 0,1 – 0,2 m/s medför att sedimentation förhindras. Undersökningarna visade även att det generellt sett finns begränsade förutsättningar för ackumulation av sediment i större kraftdammar.
De geologiska, hydrografiska och sedimentdynamiska förhållandena uppvisar stor variation längs Sveriges kust, och regionala skillnader gör att det i vissa delar av Sverige är lättare att hitta lämpliga provtagningsplatser än i andra. Exempelvis är kusten i Skåne, södra Halland och Gotland präglad av långgrunda bottnar, där vattenrörelser från vågor och strömmar förhindrar ackumulation av finmaterial. I dessa områden sker ansamling av eventuella föroreningar längre ut till havs där det finns bättre förutsättningar för ackumulation av finkorniga sediment.
Möjligheten att koppla påträffade föroreningar i sediment till en utsläppskälla beror bland annat på avståndet mellan utsläppspunkten och lämpliga ackumulationsbottnar. Med ett ökande sådant avstånd ökar också sannolikheten för att föroreningar från flera olika källor blandas i sedimenten, och att halterna av enskilda föroreningar sjunker på grund av utspädning. I län såsom Skåne och Gotland kan det därför vara bra att välja hamnbassänger som undersökningsområden eftersom muddring och skydd med vågbrytare skapar områden med artificiella ackumulationsbottnar.
Andra delar av Sverige, såsom Bohuskusten och många sträckor längs ostkusten präglas i stället av en flikig kust med skärgårdar, vilket skapar förutsättningar för fjärdar och vikar med goda förutsättningar för ackumulation av finsediment.
Hydroakustiska undersökningar kan göras med olika grad av upplösning. I mindre sjöar och små vikar med förmodat enkel bottentopografi och utan starka strömmar kan det räcka med en enklare form av hydroakustik, såsom enkelstråle-ekolod i kombination med sedimentekolodsprofiler för att hitta möjliga recenta ackumulationsbottnar.
Vid fortsatt utredning av föroreningsutbredning är mer heltäckande undersökningar av bottenområdena med flerstråle-ekolod (multibeam) i kombination med sedimentekolod till stor hjälp och kan dessutom bidra till att identifiera exempelvis fiberbankar och dumpade material. Från så väl enkel- som flerstråle-ekolod ska förutom djupdata även informationen från så kallad ”backscatter” alltid beaktas.
Vid undersökningarna i Vänern, i kustområdena och i vissa av de övriga undersökta inlandsvattnen användes multistråleekolod (som ger en djupmodell och backscatter) och penetrerande ekolod (som ger sedimentekolodsprofiler). Med dessa hydroakustiska underlag erhölls en högupplöst terrängmodell och information om bottenmaterialets hårdhet. Detta gav i sin tur möjlighet att göra bedömningar avseende sedimenttyp, djup, lutning, strukturer och även former av olika objekt som till exempel stenar, timmer, kablar, fiberbankar och tippmassor.
Antalet prover, och vilken eller vilka nivåer i sedimentet som ska provtas avgörs utifrån syftet med undersökningen. Undersökningar kan vara initiala och övergripande för att påvisa om sedimentförorening(ar) alls förekommer, eller uppföljande och fördjupade med syfte att avgränsa rumslig utbredning och riskbedöma en föroreningsskada. Syftet med undersökningen inverkar även på praktiska aspekter, såsom vilken provtagare som kommer att behövas för att få upp tillräcklig mängd material med önskvärd precision i yt- och djupled.
För att matcha frågeställningarna och målsättningarna vid kartläggningen av förorenade sediment i regeringsuppdraget valdes ett övergripande upplägg med vanligen 2–4 provplatser per område, men analyser av relativt många parametrar i varje prov, och provtagning i många områden över hela landet. I projektet eftersträvades att provta de översta 0–5 cm vid alla provpunkter, och vid vissa provpunkter även nivån 15–20 cm. En avvägning gjordes mellan detaljeringsgrad på djupet och att få upp tillräckligt med material för de kemiska analyserna. Provtagningen inriktade sig mot sediment som avsatts inom nutid (industriell tid) och som utgör en risk för bottenlevande organismer och för vidare spridning. Inledningsvis uppskattades på förhand antalet prover per undersökningsområde, men efter den inledande kartläggningen av områdenas bottnar justerades antalet prover vid behov.
Provtagning i två olika nivåer i djupled valdes för att få en uppfattning om mäktigheten av förorenade sediment och om det föreligger skillnader i föroreningsinnehåll som kan indikera om belastningen förändrats över tid. Att analysera ett djupare prov ger endast en grov bild av föroreningssituationen på djupet men för en verifierande provtagning kan det vara tillräckligt. Nivån 15-20 cm som analyserades inom fältundersökningen representerade i många fall ett intervall med höga föroreningshalter, men i vissa områden indikerade sedimentens utseende att en ytligare eller djupare nivå hade varit mer lämplig att analysera. Det kan därför vara en fördel att avgöra vilken djupare nivå som ska analyseras utifrån förutsättningarna på plats. Om ett område sedan prioriteras vidare för fortsatt utredning kan mer fördjupade undersökningar göras. För avgränsning av föroreningen och bedömning av risker kan fler prover behöva tas och analyser utföras av fler och eventuellt tunnare skikt, exempelvis kan tunnare skikt av ytsediment, till exempel 0-2 cm, behöva studeras för att förstå tillförsel av och risk för vidare spridning av föroreningar.
Vilka tidsperioder som olika sedimentskikt representerar beror på sedimentackumulations-hastigheten, som också kan variera över tid inom ett undersökningsområde. Beroende på avrinningsområdets karaktär, tillrinnande vatten och förutsättningarna för biologisk produktion i vattensystemet kan sedimentackumulationshastigheten variera kraftigt mellan olika bottnar. Vid låg sedimentackumulationshastighet kan några centimeters ytprover representera sedimentavlagringar som är flera decennier gamla medan prover från vattensystem med hög sedimentackumulationshastighet kan bestå av material som ansamlats bara under de senaste åren. Med hjälp av detaljerade sedimentbeskrivningar av kärnan kan dock en indikation om trender och fördelning av föroreningar i djupled fås.
Innan de praktiska fältmomenten påbörjas är det viktigt att ta reda på om det krävs särskilda tillstånd för att uppehålla sig på platsen, vilket kan vara fallet i till exempel kraftverksdammar eller i områden med industriell eller militär verksamhet. En del områden kan behöva undvikas under delar av året, till exempel fågelskyddsområden.
I kustområden krävs undersökningstillstånd och därefter även tillstånd för spridning av data om havsbotten. Det bör oavsett övervägas att på förhand meddela exempelvis kommun eller närliggande fastighetsägare när och varför verksamhet i fält kommer att utföras.
Undersökningarna som genomfördes inom regeringsuppdraget ger information om vilka ämnen som ofta förekommer i olika miljöer och med olika påverkanstryck, och vilka ämnen som sällan detekteras. De slutsatser som kan dras från resultaten gällande vilka ämnen som bör analyseras vid undersökningar av förorenade sediment listas längre ned.
Resultaten visar att många av de ämnesgrupper som traditionellt analyseras i sedimentprover och som ingick i grundpaketet (metaller, PAH:er och PCB:er) förekommer i hög utsträckning i samtliga undersökningsområden. De bör därför alltid analyseras vid en undersökning av ett potentiellt förorenat sedimentområde oavsett vattenmiljö och påverkansbild. Ämnesgrupperna alifater, aromater och BTEX som också ingick i grundpaketet, förekommer i lägre grad. För alifater och aromater kan det bero på relativt höga rapporteringsgränser. BTEX däremot, som är en ämnesgrupp av relativt flyktiga ämnen, bör analyseras endast då det finns en känd oljeförorening.
Att flertalet branschtypiska föroreningar påträffades i hög utsträckning visar att det är relevant att analysera ämnen utifrån vilka branscher som förekommer vid vattenområdet. Några av ämnesgrupperna påträffades dock inte alls i proverna eller enbart i mycket låga halter. För vissa ämnesgrupper (till exempel klorparaffiner och organofosfater) är det utifrån dagens tillgängliga analyspaket hos kommersiella analyslaboratorier och de rapporteringsgränser som de kan erbjuda, inte relevant att inkludera dem i sedimentundersökningar. För andra ämnesgrupper (till exempel cyanid och klorfenoler) är ansamlingen av dessa ämnen förhållandevis låg även om det finns kända närliggande förorenade områden på land. Detta är dock enskilda exempel och det kan finnas sedimentområden då analys av ovan nämnda ämnesgrupper ändå är relevanta att undersöka.
Även om en ämnesgrupp sällan detekterades i den utförda undersökningen kan det vara relevant att inkludera den i undersökningar, speciellt för ämnen där rapporteringsgränsen ligger i nivå med effektbaserade bedömningsgrunder (gränsvärden, klassgränser och indikativa värden). Exempelvis uppmättes alkylfenolerna 4-nonylfenol och 4-tert-oktylfenol i få prover i den nationella kartläggningen, men där de uppmättes överskred halterna alltid respektive ämnes indikativa gränsvärde för sediment.
Projektets rekommendationer för urval av analyspaket vid verifierande undersökningar är att utgå från branschlistor för både pågående och historiska miljöfarliga verksamheter (Naturvårdsverket 2024), men beroende på budget för undersökningen och den bedömda potentiella belastningen använda branschlistan som ett stöd och inte som ett facit.
Vid urval av analyspaket är det alltid relevant att undersöka vilka rapporteringsgränser som analyslaboratoriet kan erbjuda. Det kan också vara bra att fråga om laboratoriet kan tillämpa lägre rapporteringsgränser än de som redovisas för de olika analyspaketen i kataloger eller på företagens webbsidor för specifika analyser. Generellt ökar kostnaden med lägre rapporteringsgränser, men att analysera sedimentprover med för höga rapporteringsgränser kan leda till onödiga kostnader för analyser som inte leder till några rapporterade resultat. Dock behöver man inte per automatik välja analyspaket med låga rapporteringsgränser, eftersom det kan finnas sedimentområden där föroreningshalterna är kända sedan tidigare eller att det finns annat underlag som indikerar att halterna är över rapporteringsgränserna i analyspaketet utan extra tillägg för lägre rapporteringsgränser.
Utifrån resultaten från fältundersökningarna görs nedanstående rekommendationer avseende vilka ämnen och ämnesgrupper som bör analyseras:
Bör ingå i ett grundpaket oavsett branschpåverkan:
Bör ingå i ett grundpaket oavsett branschpåverkan om det finns resurser:
Bör ingå i tilläggspaket vid bedömd potentiell belastning:
Kan ingå i tilläggspaket vid bedömd belastning om det går att få tillräckligt låg rapporteringsgräns:
Kan ingå i tilläggspaket vid bedömd belastning under särskilda förutsättningar:
För vissa analyspaket kan man få ut mer information än vad som anges för analyspaketet, och det kan vara värdefullt att fråga om det går att få sådana resultat ”på köpet” eller för en mindre kostnad. Exempelvis vid analys av dioxiner, furaner och dioxinlika PCB:er går det att förutom för specifika kongener (7 dioxiner, 10 furaner och 12 dioxinlika PCB:er) få resultat för de så kallade homologgrupperna (indelning av ämnena utifrån kloreringsgrad, fyra [tetra] till åtta [okta]). Resultaten för homologgrupperna ger ytterligare information om föroreningsbilden och kan användas vid källspårning.
En annan ämnesgrupp som kan analyseras bredare är PAH:er. Historiskt har 16 PAH:er, som främst bedömts kunna påverka människors hälsa ingått vid analyser, och de delas ofta in i grupper utifrån molekylvikt (låg, medel och hög) eller utifrån om de bedöms vara cancerogena eller inte. För bedömningar av både påverkan på den akvatiska miljön och för källspårning är det bättre att inkludera fler PAH:er, men också lägga till analyser av alkylerade PAH:er. Alkylerade PAH:er kan vara alkylerade i den ursprungliga föroreningskällan (exempelvis petroleumprodukter), men de kan också vara alkylerade på grund av biologisk nedbrytning. Alkylerade PAH:er är mer biologiskt aktiva och kan därmed vara mer toxiska än ämnets ”ursprungsform” och det kan därför vara viktigt att även ta hänsyn till dem vid en riskbedömning (se avsnitt 2.1.2.1 Alkylerade PAH:er). Även andra substituerade PAH:er, till exempel oxy-PAH:er, kan vara intressanta att analysera.
Förutsättningslösa analyser, så kallade non-target screening (eller wide screening) ger betydligt mer information än förutbestämda analyspaket. Även riktad screening, så kallad target screening, ger mer information och är betydligt bredare än analyspaket baserade på ämnesgrupper. En nackdel med förutsättningslösa screeningar är att resultaten kan vara omfattande och ibland svårtolkade. De är inte heller vanligt förekommande vid kommersiella laboratorier. Det är dock troligt att dessa tekniker kommer att bli vanligare för att mäta förekomsten av olika kemikalier i miljön i framtiden.
Toxicitetstester eller andra effektstudier ger en mer komplett bild av de eventuella effekterna av föroreningen än kemiska analyser. Kemiska analyser kan svara på hur halterna förhåller sig till effektbaserade jämförvärden eller andra toxikologiska mått (till exempel NOEC[1], PEC[2]). Toxicitetstester däremot ger ett svar på effekterna av ämnen som har liknande effekter och påverkan.
Toxicitetstester kan exempelvis användas som prioriteringsverktyg för att välja ut sedimentområden att gå vidare med för kemiska analyser, och de kan också användas vid riskbedömning och prioritering för eventuella åtgärder av förorenade sedimentområden.
En nackdel är att det i nuläget saknas jämförvärden eller andra bedömningsgrunder att relatera de uppmätta halterna till. Det är troligt att dessa metoder framöver kommer att användas mer regelbundet i exempelvis riskbedömningar, screening och miljöövervakning.
[1] No Observed Effect Concentration: en uppskattad halt av ämnet i miljön som det släpps ut till utifrån utsläppsmängd från källan och volym i recipienten.
[2] Predicted environmental concentration: koncentrationen som enligt toxicitetstester inte har påvisat några negativa effekter av ämnet för testorganismen.
Vid översiktliga undersökningar är ofta resurserna till analyser begränsade och urvalet behöver därför vara noggrant genomtänkt.
En strategi med ett stegvist analysförfarande kan bidra till att ringa in relevanta ämnen. I många fall ger förekomst av metaller såsom bly, koppar, krom och zink en indikation om att sedimenten är förorenade. Dessa analyser är billiga och kan göras på ett större antal prover i ett inledande steg och tillsammans med observationer av sedimentens färg och lukt ge en indikation om vilka skikt som kan vara relevanta att analysera ytterligare ämnen i.
Detta stämmer dock inte i alla sammanhang, som kan ses vid undersökningarna exempelvis utanför Göteborg, där metallhalterna i proverna generellt låg nära bakgrundsnivåerna, men dioxiner och TBT förekom i höga halter.
Vilken provtagningsutrustning som ska användas bör planeras på förhand och efter frågeställningarna och förutsättningarna för undersökningen. Fördelen med rörprovtagare är att dessa når djupare ner i sedimenten, och med rörprovtagare kan man ta upp hela kärnor och ta ut prover i finare skikt från olika djup av kärnan. Lådprovtagare når inte lika djupt och har inte samma precision i djupled, men har fördelen att mer material kan tas upp vid ett hugg.
Provtagningen kan med fördel filmas för att kontrollera position och att sedimentets lagerföljd inte störs. Detta kan vara av särskild betydelse vid provtagning av bottnar med lösa sediment, där det översta sedimentlagret riskerar att röras upp och föras bort från provtagningspunkten när provtagaren når botten.
Den mängd material som behöver tas upp beror på de kemiska analyser som planeras och som kräver olika mängder material, och på provets vatteninnehåll. Ett högt vatteninnehåll innebär att mer material behöver tas upp, och rekommendationen är därför att på förhand bilda sig en uppfattning om sedimentens egenskaper vid de tilltänkta provplatserna. Om vatteninnehållet är känt kan mängden material som behöver tas upp beräknas enligt ekvationen
mprov = mkrav (TV) / (1 – (vatteninnehåll (%) / 100)),
mprov: den mängd (g) som behöver tas upp
mkrav (TV): den mängd (g) i torrvikt som analysen kräver.
Inför provtagningen bör det också tas hänsyn till att sedimentens densitet styr hur stor volym som behöver tas upp.
Krav på certifierad provtagning ställs av Naturvårdsverket vid provtagningar som finansieras via det statliga anslaget för sanering av förorenade områden, vilket beskrivs i kvalitetsmanualen (Naturvårdsverket 2023). Detta innebär att krav ställs på att provtagningspersonalen har relevant utbildning och erfarenhet och att särskilda rutiner följs vid provtagning och provhantering. Vissa moment är obligatoriska enligt certifieringsordningen och andra är frivilliga vilket medför att en certifierad provtagning kan utföras med viss variation och att det vid en provplanering behöver tas ställning till vilken nivå av kvalitetssäkring som är relevant. De obligatoriska momenten inkluderar att upprätta en provtagningsplan, ta kontrollprover (duplikat av var tionde prov samt vid behov fält- eller blankprov), hantera prover i enlighet med så kallad Chain of custody[1] samt upprätta en provtagningsrapport.
Sveriges Geotekniska Förening har tagit fram en handledning om hur en certifierad provtagning bör utföras där även viss information ges som berör sedimentprovtagning (SGF 2021), men det finns fortfarande behov av utökad erfarenhet om hur sedimentprovtagning kan göras på ett resurseffektivt sätt, framför allt för uttag av kontrollprover.
I certifieringsordningen (Nordtest, 2015) anges, i ett exempel för hur certifierad sedimentprovtagning bör gå till, att kontrollprover ska tas vid var tionde prov som duplikat inom några meters avstånd till originalprovet. Vid större vattendjup behöver man vara medveten om att vattenströmmar kan förflytta provtagningsutrustningen flera meter i sidled jämfört med fartygets position. Det är också viktigt att flytta båten tillräckligt långt när duplikatprov ska tas så provet tas på en orörd botten. Kvalitetssäkring i form av noggrann bedömning av bottenyta och sedimenttyp i varje hugg, filmning av provtagaren när den når botten och registrering av position blir därmed särskilt viktig.
En viss variation i halter är förväntad när prov tas ut från två olika sedimentkärnor, även om dessa tagits med några få meters avstånd från varandra. Dels kan halterna variera i sidled men framför allt kan det förekomma en variation i djupled som påverkas av hur tjocka skikt som tas ut för prov och var föroreningarna förekommer i sedimenten. Det kan även förekomma exempelvis oljedroppar eller distinkta partiklar såsom färgflagor som kan orsaka stora variationer i halter av olika ämnen mellan olika prover. I de fall då många analyser ska utföras är sammanslagning av prover från flera sedimentkärnor på samma nivåer (så kallade poolade prover) ofta nödvändig, vilket kan vara fördelaktigt genom att de täcker in variationer i ett område. Dock medför det att informationen om hur variationen ser ut inom området försvinner. Vid sammanslagning av prov behöver försiktighet iakttas så att inte prov tas på botten som störts av ett tidigare hugg. Detta uppnås genom att protagningspositionen flyttas inför varje hugg.
Eftersom extra prover och analyser är resurskrävande gäller det att hitta en rimlig nivå för kontrollprovtagning beroende på undersökningens syfte. Den lösning som valdes för att spara tid vid duplikatprovtagningen i undersökningen av sjöar och vattendrag var att ta ut ytterligare nivåer från de sedimentkärnor som ändå skulle tas upp, vilket hade fördelen att det även genererade data för ytterligare djup i sedimenten. En nackdel var att kontrollproverna inte täckte in sedimentens ytskikt.
Oavsiktlig kontaminering av prover kan aldrig helt uteslutas trots strikta rutiner. Risken för att kontaminering påverkar analysresultaten beror till stor del på de olika ämnenas egenskaper, förekomst i sediment och i omgivande miljö. För ämnen som finns i låga halter i sediment och som riskerar att tas upp i provet från omgivande luft eller material och kläder som används vid provtagningen är det viktigt att kontrollera risken för kontaminering. Samma sak gäller ämnen som förekommer i höga halter i sediment och som riskerar att kontaminera utrustningen till efterkommande provtagningar i andra undersökningsområden eller prover inom samma undersökningsområde. Om det bedöms finnas risk för kontaminering finns olika sätt att utföra blankprovtagning, vilket beskrivs i SGF:s handbok för certifierad provtagning (SGF 2021). Från resultaten framgår att det behövs mer kunskap om hur olika ämnen förekommer, sprids och förändras över tid när en blankprovtagning planeras.
[1] Chain of custody syftar till att säkerställa att proverna når laboratoriet utan yttre påverkan och inkluderar rutiner för beställning av material (provtagningskärl mm), transport av prover samt dokumentation och rapportering.
Vid provtagningen av sjöar och vattendrag rengjordes båt och provtagningsutrustning vid flytt mellan olika vattenförekomster för att minska risken för spridning av invasiva arter (exempelvis sjögull, Nymphoides peltata) eller patogener (sjukdomsframkallande virus, bakterier, svampar eller protister, exempelvis algsvampen Aphanomyces astaci som kan orsaka sjukdomen kräftpest).
En lärdom är att detta moment tar tid och därför är viktigt att beakta vid planering av provtagningen. Inför undersökningar bör därför ingå att ta reda på om det finns kända invasiva arter eller patogener som kan riskera att spridas samt ta fram en rutin för rengöring av utrustning vid flytt mellan lokaler.
En grund kan vara den information som ges av Havs- och vattenmyndigheten kring åtgärder för att förhindra spridning av kräftpest och invasiva arter.
Det är önskvärt att så mycket data som möjligt som tas fram i samband med undersökningar av förorenade sediment inrapporteras till Sveriges geologiska undersökning (SGU) som är nationell datavärd för miljögiftsdata. För närvarande är det enbart traditionell haltdata som kan rapporteras till SGU och vissa resultat från cellbaserade tester, men inte resultat från förutsättningslösa screeningar eller hydroakustik. Fördelarna med att data rapporteras är att den kommer att lagras säkert och finnas tillgänglig så att den kan komma till nytta även i andra sammanhang. Om data tagits fram helt eller delvis med finansiering från offentliga medel bör inrapportering av utföraren vara ett krav.
För att underlätta inrapportering är det viktigt att resultaten från den eller de laboratorier som anlitats för analyserna tillhandahålls digitalt. Vissa laboratorier kan dessutom leverera resultaten i ett format som redan på förhand är anpassat för rapportering till datavärd, varför det är lämpligt att efterfråga eller ställa krav på detta vid en upphandling.
Vid inrapportering eller spridning av data är det viktigt att kontrollera denna mot eventuella krav på säkerhetsklassning. En tumregel är att djupdata som tas fram från kustområden är sekretessbelagda, medan övrig data typiskt sett inte är belagda med särskilda sekretesskrav.
