RAPPORT MILJÖTEKNISK UNDERSÖKNING AV MARK, YTVATTEN OCH SEDIMENT INOM OCH INVID FD HAGELSKJUTBANAN I GYTTORP

Transkript

1 AB Anders Personsgatan 12 SE Göteborg Tel: Fax: RAPPORT MILJÖTEKNISK UNDERSÖKNING AV MARK, YTVATTEN OCH SEDIMENT INOM OCH INVID FD HAGELSKJUTBANAN I GYTTORP DISTRIBUTION: 5 Kopior - Nora Kommun 2 Kopior - AB Oktober, AB, Org.nr: , VAT nr: SE , Säte: Stockholm, e-post: info@golder.se Svenska kontor: Göteborg, Stockholm, Uppsala OFFICES ACROSS NORTH AMERICA, SOUTH AMERICA, EUROPE, ASIA, AUSTRALIA

2 Oktober, i SAMMANFATTNING Hagelskjutbanan i Gyttorp har använts från 1936 och fram till Tidigare genomförda undersökningar visar att blyhalten i de översta marklagren kan överstiga mg/kg TS samt att det även sker transport av bly nedåt i marklagren. Man har också påvisat läckage av bly ut från området genom undersökningar av ytvatten, vattenmossa och sediment i nedströms liggande vattendrag. Trots tidigare genomförda undersökningar saknas en klar bild av föroreningssituationen vad gäller mängder, tillskott från omgivningen, spridningsvägar och risker för människor och miljö. AB (Golder) har därför fått i uppdrag att genomföra en detaljerad miljöteknisk undersökning. Hagelskjutbanan omfattar ca m 2 och ligger intill Hagbyån i utkanten av Gyttorps samhälle, ca 5 km väster om Nora. Den är belägen i ett låglänt parti mellan sjöarna Vikern och Åsbosjön. Skjutbaneområdet är flackt och omgivande markområden i söder, väster (Nobels industriområde) och sydost (bostadsområde) ligger klart högre i terrängen. I öster gränsar skjutbanan till jordbruksmark och i norr mot en damm och naturmark. De naturliga jordarterna i området består av finkornigt material såsom mosand och torv. Avrinningen från Gyttorps Hagelskjutbana sker via diken, dräneringsledningar, gamla täckdiken och som grundvatten till Hagbyån i öster. Resultaten av den nu genomförda undersökningen visar sammanfattningsvis. Blyhalterna är mycket höga i större delen av skjutbaneområdet. Högst är de i prover tagna i ytliga jordlager (0-0,1 m) och där det mesta av blyhaglet förväntas hamna (inom ca 200 m från skjutplatsen). Blyhalterna överstiger det beräknade hälsoriskbaserade riktvärdet vid mark med litet utnyttjande (MLU) på mg/kg TS i en ca m 2 stor yta. Blyhalterna sjunker dock snabbt med jorddjupet och vid ca 40 cm djup är de i nivå med bakgrundshalterna. PAH förekommer i höga koncentrationer i ytjorden där lerduvefragment observerats. Det förekommer både PAH:er som klassas som cancerogena och sådana som inte klassas. Ingen undersökning avseende spridning har gjorts inom ramen för denna undersökning. Lakförsök och uppmätta blyhalter i flera jordprofiler indikerar att bly läcker långsamt nedåt i markprofilen och föroreningsfronten verkar idag ligga på ca 40 cm djup. Om ingen åtgärd görs förväntas fronten långsamt röra sig nedåt, vilket innebär att den förorenade jordvolymen successivt ökar med tiden. Såväl stickprover som provtagning med Ecoscope i ytvatten tyder på att det sker ett visst blyläckage från området, men att det inte nämnvärt påverkar ytvattenkvaliteten i Hagbyån. Det beräknade årliga halttillskottet av bly i Hagbyån uppskattas till 0,3 µg/l, förutsatt att ingen fastläggning i marken sker. Då bly fastläggs effektivt i marken är

3 Oktober, ii tillskottet i verkligheten därmed betydligt lägre. Uppmätta blyhalter i sediment i Åsbosjön, som visar på låga halter, bekräftar det låga läckaget och antyder dessutom att läckaget av bly t o m har minskat under senare tid. Uppmätta blyhalter i björk och sälg som växer inom området visar att bly tas upp i växtligheten. Halterna är ungefär 10 ggr högre än bakgrundshalterna. Utifrån den genomförda undersökningen, en tänkt framtida användning av området för strövområde och beräkning av olika typer av platsspecifika riktvärden har en fördjupad miljöoch hälsoriskbedömning genomförts. Resultaten visar sammanfattningsvis följande: Det beräknade platsspecifika hälsobaserade riktvärdet för bly vid MLU överskrids inom en stor del av undersökningsområdet (ca m 2 ). Hälsorisker bedöms främst föreligga vid stort intag av svamp och bär som eventuellt växer inom området eller om barn regelbundet vistas på området. Underlaget för PAH är för litet för att hälsoriskerna ska kunna bedömas, men uppmätta halter indikerar att PAH-halten i ytlig jord vida överskrider det platsspecifika hälsobaserade riktvärdet. Större delen av skjutbaneområdet (ca m 2 ) är så förorenat av bly att Naturvårdsverkets (NV:s) ekotoxikologiska riktvärden vid mark med litet utnyttjande (MKM) överskrids. Miljöriskerna bedöms därför vara stora för marklevande växter, djur och mikroorganismer inom området och troligen kan inte alla arter etablera sig där. Blyhalterna i växter är också så höga att de utgör en miljörisk för större växtätande djur (främst rådjur) som vistas inom området. Underlaget för att bedöma miljöriskerna avseende PAH är för litet, men uppmätta halter tyder på att NV:s ekotoxikologiska riktvärden vid MKM vida överskrids. Riskerna för att läckaget av bly från skjutbanan orsakar negativ påverkan på akvatisk flora och fauna i Hagbyån och Åsbosjön bedöms som obetydlig idag såväl som i framtiden. Det beräknade platsspecifika riktvärdet för miljöskydd i Hagbyån ( mg/kg TS) underskrids också inom större delen av området. En viss risk bedöms dock föreligga för sjöfåglar som via direktintag av eventuella hagel på botten i Hagbyån kan få i sig stora mängder bly. Riskerna avseende PAH har inte kunnat bedömas inom ramen för uppdraget. Utifrån riskbedömningen kan flera åtgärdsalternativ övervägas. Ett avlägsnande av föroreningarna genom konventionell urschaktning skulle innebära betydande kostnader ( miljoner kr beroende på hur och var massorna omhändertas) och stora ingrepp i naturmarken. En övertäckning med rena jordmassor är billigare (ca 10 miljoner kr) och innebär att hälsoriskerna och till mindre del miljöriskerna minskar. Åtgärden förfular dock området för lång tid. En inhägnad av området kopplat till markanvändningsrestriktioner såsom förbud att förtära svampar och växter bedöms kunna skydda människor och större växtätande djur för exponering. Miljöriskerna för fåglar, växter, mindre djur och mikroorganismer på platsen kvarstår dock.

4 Oktober, iii Vi rekommenderar slutligen att övergripande åtgärdsmål, kopplade till den framtida markanvändningen, tas fram inom ramen för en åtgärdsutredning där även olika åtgärdsalternativ utreds närmare. Kompletterande miljötekniska undersökningar rörande förekomsten och spridningsförhållanden avseende PAH bör också göras innan beslut om lämpliga åtgärder fattas.

5 Oktober, iv INNEHÅLLSFÖRTECKNING AVSNITT SIDA 1.0 BAKGRUND OCH SYFTE OMRÅDESBESKRIVNING Allmänt Geologiska förhållanden Hydrogeologiska förhållanden TIDIGARE GENOMFÖRDA UNDERSÖKNINGAR RESULTAT AV AKTUELL UNDERSÖKNING Genomförande Markföroreningar Föroreningssituation inom området Haltvariationer av bly Fördelningen av bly mellan olika jordfraktioner Blyhalter i djupare jordlager Lakförsök Ytvatten Grundvatten Sediment Bladgrönska och stamved MILJÖ- OCH HÄLSORISKBEDÖMNING Allmänt om Naturvårdsverkets generella riktvärden Hälsoriskbaserade värden Ekotoxbaserade värden för miljöskydd på platsen Ekotoxbaserade värden för miljöskydd i ytvatten Dimensionerande föroreningar för riskbedömningen Allmänt Potentiella riskobjekt och exponeringsvägar inom och omkring Gyttorps hagelskjutbana Allmänt Människor som vistas inom området Marklevande djur och växter Vattenlevande djur och växter Hälsorisker Platsspecifika riktvärden Hälsoriskbedömning Miljörisker på platsen Miljörisker för ytvatten Platsspecifikt riktvärde för miljöskydd av ytvatten Riskbedömning Sammanfattande riskbedömning ÅTGÄRDSALTERNATIV Allmänt om risker...27

6 Oktober, v Avlägsnande av förorenade massor Övertäckning Inhägnad och markanvändningsrestriktion Övrigt REKOMMENDATIONER REFERENSER... 31

7 Oktober, vi TABELLER Tabell 1 Tabell 2 Tabell 3 Tabell 4 Tabell 5 Tabell 6 Tabell 7 Tabell 8 Tabell 9 Tabell 10 Tabell 11 Tabell 12 Statistiska jämförelsemått av blyhalter Uppmätta koncentrationer av cancerogena PAH och övriga PAH Jämförelse av uppmätta halter av bly i ett antal delprover och ett samlingsprov Uppmätta blyhalter i olika kornstorleksfraktioner Resultat av lakförsök på jordprover från det översta jordlagret Uppmätta blyhalter i ytvatten Resultat av Ecoscope-provtagningen Uppmätta halter av bly i sedimentprover tagna i Åsbosjön Uppmätta blyhalter i biologiska prover Beräkning av platsspecifika riktvärden för bly och PAH Jämförelser mellan uppmätta föroreningshalter i jord inom området med beräknade platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden Jämförelse mellan uppmätta föroreningshalter i marken inom hagelskjutbanan med NV:s ekotoxikologiska riktvärden för skydd av växter och djur i området vid MKM FIGURER Figur 1 Illustration av föroreningssituationen avseende bly inom skjutbaneområdet Figur 2 Uppmätta halter av bly i jordprover tagna inom skjutbanan Figur 3 Uppmätta halter av arsenik och bly inom hagelskjutbanan Figur 4 Uppmätta blyhalter på olika djup i marken inom skjutbanans område Figur 5 Illustration av miljö/hälsorisk av en markförorening Figur 6 Illustration av uppmätta blyhalter i skjutbaneområdet som överstiger det platsspecifika riktvärdet för hälsorisk Figur 7 Illustration av uppmätta blyhalter i skjutbaneområdet som överstiger NV:s ekotoxikologiska riktvärde för skydd av växter och djur vid MKM FLIKAR Flik A Metodikbeskrivning BILAGOR Bilaga 1 Bilaga 2 Bilaga 3 Bilaga 4 Bilaga 5 Översiktskarta Situationsplan med provtagningspunkter Sammanställning av fält- och analysresultat Analysprotokoll från lab MIFO-blankett E

8 Oktober, BAKGRUND OCH SYFTE Hagelskjutbanan i Gyttorp har använts från 1936 och fram till 1995 och omfattar en areal av ca 9 ha (exklusive vattendrag). Skjutbanan har använts flitigt och enligt vissa beräkningar kan upp till 200 ton blyhagel finnas inom området. Tidigare genomförda undersökningar visar att blyhalten i de översta marklagren kan överstiga mg/kg TS samt att det även sker transport av bly nedåt i marklagren. Man har också påvisat läckage av bly ut från området genom undersökningar av ytvatten, vattenmossa och sediment i nedströms liggande vattendrag. Omfattningen av läckagen har inte undersökts i detalj men bedömdes vara betydande. Andra föroreningar som kan förekomma, men som inte undersökts är arsenik (blyhaglen innehåller ca 0,3% arsenik) samt polycykliska aromatiska kolväten (PAH) som har förekommit i lerduvor. Trots tidigare genomförda undersökningar saknas en klar bild av föroreningssituationen vad gäller volymer, tillskott från omgivningen, spridningsvägar och risker. AB (Golder) har därför fått i uppdrag att genomföra en detaljerad undersökning av Gyttorps Hagelskjutbana. Utförda undersökningar har syftat till att erhålla detaljerad kunskap avseende markföroreningar, läckage, spridningsvägar och vilka risker som är förknippade med föroreningarna samt att även bedöma eventuellt åtgärdsbehov. Undersökningen har inte omfattat eventuella föroreningar från källor utöver de som härrör från den tidigare verksamheten på skjutbanan.

9 Oktober, OMRÅDESBESKRIVNING 2.1 Allmänt Hagelskjutbanan i Gyttorp är belägen intill Hagbyån i utkanten av Gyttorps samhälle, ca 5 km väster om Nora (se översiktskarta bilaga 1). Skjutbanan gränsar i väster till Dyno Nobels industriområde, inom vilket sprängämnen m m tillverkats sedan slutet av 1800-talet men där verksamheten under senare år har minskat i omfattning. Väster om Nobels industriområde ligger sjön Vikern. Norr, öster och söder om skjutbanan finns betesmarker, en damm som fungerar som en del av avloppssystemet i Gyttorp samt naturmark med inslag av våtmarker i anslutning till Hagbyån. Hagbyån rinner österut via Åsbosjön till Norasjön. Skjutbaneområdets karaktär och vegetation är skiftande och översiktligt kan området beskrivas enligt följande: Väster om dammen är marken mycket vattensjuk med stående vatten, växtligheten här domineras av gräs och vass. Området avgränsas söderut av en mindre granskogsplantering. Den centrala delen av skjutbanan karakteriseras av gräsbevuxna ytor samt skog och buskar med lövträd. Lövskogen dominerar området kring skyttepaviljongen medan gräs och buskvegetationen dominerar österut och norrut. Längre österut mot Hagbyån, vid tillfartsvägen till pumpstationen vid dammen, finns mer granskog som även sträcker sig söder om tillfartsvägen till skyttepaviljongen. På den östra sidan av Hagbyån har skogen till stor del avverkats och består av några enstaka äldre, men främst yngre träd/buskar av både löv- och barrträd. Undersökningsområdet sträcker sig i väster och söder till byggnaderna inom Dyno Nobel resp. Dyno Nobels område. I norr sträcker sig undersökningsområdet till dammen och knappt 100 meter norrut på dess västra sida. I öster sträcker sig undersökningsområdet till den gamla banvallen. 2.2 Geologiska förhållanden Gyttorps Hagelskjutbana är beläget i ett låglänt parti mellan sjöarna Vikern och Åsbosjön. Skjutbaneområdet är flackt och omgivande markområden i söder, väster (Nobels industriområde) och sydost (bostadsområde) ligger klart högre i terrängen. I öster gränsar skjutbanan till jordbruksmark och i norr mot en damm och naturmark. Enligt SGUs kombinerade jord- och bergartskarta Aa nr 56 består de naturliga jordarterna i området av finkornigt material såsom mosand och torv. Detta stämmer även överens med de

10 Oktober, observationer som gjordes i samband med fältarbetet. Markområdet direkt öster om skyttepaviljongen är utfylld. 2.3 Hydrogeologiska förhållanden Avrinningen via grundvatten och ytvatten sker framförallt under våren vid snösmältningen och på hösten vid höstregnen då marken är mättad med vatten. Den lokala hydrogeologin inom Gyttorps Hagelskjutbana är relativt svårbedömd eftersom människan påverkat de naturliga markförhållandena upprepade gånger. Den generella strömningsriktningen för grund- och ytvatten bedöms vara mot Hagbyån. De faktorer som dock lokalt kan styra områdets hydrogeologi är: Ett äldre täckdikningssystem. En karta daterad 1947 visar ett omfattande täckdikningssystem inom skjutbanan. Ett fungerande täckdikningssystem innebär att den naturliga grundvattenytan sänks och att nederbörd till stor del avleds som ytvatten. Konstruktionen av dammen på 1960-talet. Nya dräneringsledningar anlades då under och runt dammen. Sannolikt fick de gamla täckdikningsledningarna i det område som inte berördes av dammen ligga kvar men med en successivt försämrad funktion. Ett dike som kommer från Nobels område i väster och som genomkorsar skjutbaneområdet och mynnar ut i Hagbyån ca 100 m söder om dammen (se bilaga 1). Till diket ansluter dessutom ett antal mindre diken. Dessa förde vid undersökningstillfället inget vatten, men kan troligen ge tillskott till huvuddiket och Hagbyån under perioder med kraftig nederbörd. Baserat på ovanstående så kan avrinningen från Gyttorps Hagelskjutbana ske via diken, dräneringsledningar, gamla täckdiken och som grundvatten. Att beräkna en exakt vattenbalans för skjutbanan är på grund av ovanstående faktorer en komplicerad process och inte genomförbar inom ramen för detta projekt. Eftersom den huvudsakliga frågeställningen förbunden med vattenbalansen är hur mycket vattenburet bly som potentiellt kan läcka ut i Hagbyån så har istället följande ansatts: Årsmedelavrinningen har utifrån SMHIs mätningar ansatts till 350 mm/år. Avrinningen beskriver skillnaden mellan nederbörd och evapotranspiration och är alltså ett mått på den mängd vatten som maximalt kan bilda grundvatten. Årsmedelavrinningen används sedan för att i kombination med hagelskjutbanans yta exklusive dammen och Hagbyån räkna ut det maximala grundvattenflödet genom området och ut i Hagbyån. Ytan på det undersökta området är m 2 vilket betyder att det årligen kan infiltrera m 3 vatten. Medelvattenföringen i Hagbyån är 3,6 m 3 /s = 113,5 miljoner m 3 /år (Roine Fransson, Sydkraft, Nora), vilket därmed ger att den genomsnittliga utspädningen i ån är drygt ggr.

11 Oktober, TIDIGARE GENOMFÖRDA UNDERSÖKNINGAR Hagelskjutbanan och omgivningarna har undersökts i omgångar. Den första undersökningen som gjordes var inom ramen för ett examensarbete vid Uppsala Universitet och behandlade blyspridning från skjutbanor I samband med detta togs jordprover i tre punkter inom området. Proverna analyserades med avseende på bly och visade på mycket höga halter (>2000 mg/kg TS) i det översta jordlagret samt att blyhalten var förhöjd ned till drygt 30 cm djup under markytan. Stickprov på ytvatten och befintlig vattenmossa togs också ut vid detta tillfälle. Uppmätta halter i dessa medier visade på höga halter enligt Naturvårdsverkets (NV:s) bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag gjordes en mer omfattande undersökning av vatten och vattenmossa i ett flertal punkter uppströms och nedströms skjutbaneområdet. Resultaten av denna undersökning indikerade en något förhöjd blyhalt direkt nedströms skjutbanan genomföres en undersökning av sedimenten i dammen. Tre punkter undersöktes varav två låg inom det förmodade skjutsektorområdet och den tredje strax utanför. Prov 1 och 2 uppvisade kraftigt förhöjda blyhalter (4 300 mg/kg TS respektive mg/kg TS), medan halterna i punkt 3 var något lägre (1 000 mg/kg TS). Den senaste undersökningen genomfördes 1998 och omfattade en provtagning av ytvatten i diken och dräneringar av Nobels industriområde, skjutbaneområdet och dammen. Provtagning utfördes med s k Ecoscope som ger en relativ haltbestämning. Analysresultaten indikerade mycket höga blyhalter i diken från industriområdet och runt dammen.

12 Oktober, RESULTAT AV AKTUELL UNDERSÖKNING 4.1 Genomförande En metodikbeskrivning av fältarbetet finns beskriven i flik A, som beskriver det genomförda fältarbetet. I bilagorna som bifogas rapporten finns en översiktskarta, en situationsplan med provtagningspunkter, en sammanställning av fält- och analysresultat, analysprotokoll från lab samt en ifylld MIFO-blankett (bilaga E). 4.2 Markföroreningar Föroreningssituation inom området Bly För att få en uppfattning om föroreningssituationen i området har bly i ytliga jordlager (0-0,1 m) analyserats i 127 systematiskt tagna stickprover i ett ca 10 ha stort område. I figur 1 illustreras föroreningssituationen. Där framgår det att halterna är mycket högre i större delen av området och att de högsta halterna företrädesvis uppträder i skjutriktningen, ca 200 m från skjutpunkten, där mycket blyhagel förväntas landa. Figur 1. Illustration av föroreningssituationen avseende bly inom skjutbaneområdet. I figur 2 redovisas uppmätta blyhalter i alla 127 stickprover. Av figuren framgår att halterna inom större delen av området överstiger NV:s generella riktvärde vid mindre känslig

13 Oktober, markanvändning (MKM), medan ett beräknat hälsobaserat riktvärde vid mark med litet utnyttjande (MLU) (se vidare avsnitt 5.4.1) överskrids i ca 35% av de analyserade proverna Blyhalt (mg/kg TS) Hälsoriskvärde MKM 1 Provtagningspunkt Figur 2. Uppmätta halter av bly i jordprover tagna inom skjutbanan. Som jämförelse anges även NVs generella riktvärde för bly vid MKM samt ett beräknat hälsoriskbaserat riktvärde vid MLU. Observera att halterna är angivna på en logaritmisk skala. I tabell 1 visas ett antal statistiska mått avseende blyhalterna i ytlig jord inom skjutbaneområdet. De extremt höga blyhalterna (>5 000 mg/kg TS) i några prover är sannolikt orsakade av stora mängder hagel. Tabell 1. Statistiska jämförelsemått av blyhalter (mg/kg TS) i ytliga jordlager (0-0,1 m) jämfört med NVs riktvärde vid mindre känslig markanvändning (MKM) samt aritmetiska medelvärdet av fyra ytliga referensprover utanför området. Min Median Aritmetisktmedel 90-percentil Max MKM Ref Baserat på det aritmetiska medelvärdet kan den totala mängden bly som finns i ytjorden (0-0,1 m) i området uppskattas. Volymen på denna jordmängd är ca m 3, vilket ger en mängd på ca ton vid en densitet för jord på 1,8 kg/l. Med en medelhalt på mg/kg TS ger det att den totala mängden bly i området uppgår till ca 120 ton. Det skall tilläggas att det även finns bly djupare ner i marken. Den uppskattade mängden bly stämmer därför relativt väl överens med de tidigare gjorda beräkningarna där mängden uppskattades till 200 ton bly.

14 Oktober, Arsenik Arsenik har analyserats i 10 stickprover. I figur 3 redovisas resultaten av dessa analyser tillsammans med blyhalten i motsvarande provpunkter mg/kg TS E6 G3 G7 H3 J8 K7 1 Provtagningspunkt L11 O6 P7 P12 MKM As Pb (mg/kgts) As (mg/kgts) Figur 3. Uppmätta halter av arsenik och bly i 10 stickprover tagna inom hagelskjutbanan. Som jämförelse anges även riktvärdet för arsenik vid MKM. Observera att halterna är angivna på en logaritmiska skala. Av figuren framgår att arsenikhalten är korrelerad med blyhalten (med undantag för provpunkt P7), d v s hög arsenikhalt förekommer företrädesvis i prover där också blyhalten är hög. Det framgår vidare att arsenikhalten är högre än riktvärdet vid MKM i två av tio analyserade prover. PAH Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) är en ämnesgrupp bestående av flera ämnen. De 16 vanligast förekommande PAH:erna är de som svenska riktvärden baserar sig på och som ingår i en standard PAH-analys (US EPAs 16 PAH). Källan till PAH inom hagelskjutbanan är de lerduvor som använts vid skeet. Lerduvor består av lera som binds ihop med hjälp av ett bindemedel. Bindemedlet har alltid utgjorts av olika typer av stenkolstjära eller stenkolstjärbeck med relativt högt innehåll av PAH. Baserat på uppgifter från Jan-Åke Bengtsson på Super Star i Herrljunga så genomfördes stora förbättringar vad gäller bindemedlet mellan I dag används ett stenkolstjärbeck med en mjukpunkt på 120 C vilket betyder att de PAH:er som f n finns i lerduvor är flerringade och trögflytande med liten spridningsrisk i mark och grundvatten som följd.

15 Oktober, Mängden bindemedel uppgår enligt uppgift till 27 vikt-% av lerduvan. Förutsatt att stenkolsbecket innehåller 15 % PAH så finns det alltså 0,15 x 0,27 x 100 = 4 g PAH per 100 g lerduva. Om det går åt ca ett skott per lerduva (=100 g) och varje skott innehåller 28 g hagel (medelvikt, då vikten har varierat genom åren enligt Super Star) så innebär det, med en blymängd på 120 ton för hela området, att mängden PAH uppgår till ca 20 ton. Det skall dock poängteras att beräkningarna är osäkra. PAH har analyserats i fem jordprov av vilka fyra innehöll synliga lerduvefragment. I tabellen nedan jämförs analysresultaten med uppmätt bakgrundshalt och NV:s riktvärden vid MKM. Tabell 2. Uppmätta koncentrationer av cancerogena PAH (PAHc) och övriga PAH (PAHövr) jämfört med ett referensprov samt motsvarande riktvärden för MKM. Även motsvarande blyhalt redovisas i tabellen. Provpunkt PAHc (mg/kg TS) PAHövr (mg/kg TS) Pb (mg/kg TS) Anmärkning L11; 0-0,1 m LD K9; 0-0,1 m LD, Hagel J9; 0-0,1 m LD H8; 0-0,1 m LD O8; 0-0,1 m 1 4,6 Ej analyserat Ingen anm. Ref1; 0-0,03 m 0,064 0,63 NV MKM 7 40 LD=Lerduvefragment Av resultaten framgår att: PAH förekommer i höga koncentrationer i ytjorden där lerduvefragment observerats. I provpunkt O8 observerades inga lerduvefragment och här var också PAH-halterna betydligt lägre. PAH-föroreningen utgörs företrädesvis av treringade och tyngre PAH som fenantren, pyren, bens(a)antracen, krysen, bens(b)fluoranten, bens(k)fluoranten samt bens(a)pyren. Av dessa är det endast pyren och fenantren som klassas som icke cancerogena. Sammansättningen är liknande den som för tjärhaltig asfalt, särskilt m a p de cancerogena PAH:erna Haltvariationer av bly Genom att mäta halten bly i ett antal delprover och jämföra med halten i ett samlingsprov så kan man få en uppfattning om hur representativt ett sådant prov är, d v s hur variationen ser ut inom ett litet område. Inom 10 ytor om ca 200 m 2 togs 5 stickprover. Stickproverna homogeniserades och blandades till ett samlingsprov per yta. I tabell 3redovisas uppmätta blyhalter i stickproverna och i samlingsproverna.

16 Oktober, Tabell 3. Jämförelse av uppmätta halter av bly (mg/kg TS) i ett antal delprover (A-E) och ett samlingsprov tagna i 10 provpunkter inom skjutbaneområdet. Provpunkt Prov G3 G7 I2 K4 K7 L11 N10 O6 P12 R8 A B C D E Aritm. Medelv Samling Av tabellen framgår att blyhalterna varierar inom den provtagna ytan, särskilt när höga halter förekommer. Dessutom indikerar resultaten att blyhalterna varierar kraftigt i vissa stickprover, trots homogeniseringen. Detta beror sannolikt på förekomst av hagel Fördelningen av bly mellan olika jordfraktioner Ur behandlings- och risksynpunkt är det viktigt att veta i vilken form blyet förekommer. För att utröna om det mesta av blyet förekommer som blyhagel eller är jämnt spritt i markprofilen, så mättes blyhalten i sex olika siktade kornstorleksfraktioner från <0,063-2 mm i tre provpunkter med höga blyhalter inom skjutbaneområdet. Blyhagel som vanligtvis används för skeet har enligt Super Star en diameter på 2 mm. Resultaten redovisas i tabell 4. Tabell 4. Uppmätta blyhalter i olika kornstorleksfraktioner (i mg/kg TS). Fraktion (mm) Prov G3 sikt (0-0,1 m) Andel Pb-halt (mg/kg TS) Prov K7 sikt (0-0,1 m) Andel Pb-halt (mg/kg TS) Prov O6 sikt (0-0,1 m) Andel Pb-halt (mg/kg TS) <0,063 7,1 % ,9 % ,2 % ,063-0,125 12,3 % ,6 % ,3 % ,125-0,25 12,6 % ,9 % ,7 % ,25-0,5 14,1 % ,0 % ,8 % ,5-1 13,8 % ,7 % ,7 % ,4 % ,3 % ,0 % >2 19,7 % e. a. 46,6 % e. a. 33,3 % e. a. Konventionell analys e. a. ej analyserat 100 % % % 3 890

17 Oktober, Av tabellen framgår det att: Blyhalterna är mycket höga i såväl de fina som de grövre fraktionerna. Generellt verkar det som om halterna ökar något med kornstorleken (med undantag för G3; 0,5-1 mm), för att sedan öka kraftigt i den grövsta fraktionen där en stor del blyhagel förväntas påträffas. Man kan inte utesluta att höga halter av bly även kan påträffas i fraktionen>2 mm då blyhagel troligen även finns i den fraktionen Blyhalter i djupare jordlager Ur behandlings- och risksynpunkt är det också viktigt att ta reda på om bly bara förekommer ytligt i marken eller om transport av bly sker ner i marken. Bly kan också tänkas binda hårdare till vissa jordartsmaterial och transporteras lättare genom andra. Halten bly mättes därför på fem olika djup i marken från 0-0,4 m. Resultaten redovisas i figur 4. Av figur 4 framgår att: Blyhalterna är generellt mycket höga i de ytligaste jordlagren där det mesta av blyhaglet påträffas. Därefter minskar halterna nedåt i marken, för att på ca 4 dm djup i vara i nivå med bakgrundshalten i området. I vissa av proverna med mycket höga halter av bly kan emellertid halterna vara höga även på 4 dm djup, så en viss variation förekommer. Jordarten verkar inte ha någon avgörande betydelse för hur mycket bly som fastläggs i marken då ingen jordartstyp innehöll mer bly än någon annan(se bilaga 3). Med hänsyn till de extremt höga blyhalter som uppmätts 0,1-0,2 m under markytan verkar det som om hela hagelkorn även kan ha trängt ner i marken. De förhöjda halterna av bly i djupare liggande jord orsakas sannolikt av att bly successivt lakas ut från ytliga lager. Figur 4. Uppmätta blyhalter på olika djup i marken i 10 provpunkter inom skjutbanans område. Som jämförelse anges även uppmätta halter i två referenspunkter (Ref). Observera att blyhalterna är angivna på logaritmisk skala.

18 Provpunkter L11 G7 G3 I2 K4 K7 N10 P12 R8 O6 Ref Ref Blyhalt (mg/kg TS) Djup (m)

19 . Oktober, Lakförsök För att utröna hur mycket bly som potentiellt kan lakas ut och transporteras vidare ner i marken har lakningsförsök gjorts. Samtliga lakförsök har utförts i form av skakförsök (CENtest) med destillerat vatten vid L/S = 2 (masskvot vätska/fast fas). Resultaten av lakförsöken, som genomförts på en djupprofil från 0,03-0,4 m i en provpunkt (K4) samt på det översta jordlagret (0-0,1 m) i tre provpunkter inom området, redovisas i tabell 5. I tabellen redovisas också en beräknad fördelningskoefficient (K d ), som beskriver förhållandet mellan blyhalt i [ Pb] jord jord och lakvatten Kd = l / kg [ Pb] vatten Tabell 5. Resultat av lakförsök på jordprover från det översta jordlagret på 0-0,1 m och på en jordprofil samt beräknade fördelningskoefficienter (K d ) Parameter K4 (0,03 m) K4 (0,2 m) K4 (0,4 m) G3 sikt (0-0,1 m) K7 sikt (0-0,1 m) O6 sikt (0-0,1 m) Jordtyp Org SiMu SiLe Mu LeMu Mu Pb-halt i jord, mg/kg TS Pb-halt i lakvatten, µg/l K d Av tabellen framgår att fördelningskoefficienten mellan jord och vatten (K d ) är relativt höga, vilket tyder på att blyet är svårutlakat. Variationen är dock stor mellan olika provpunkter och även här är det svårt att finna någon koppling till jordtyp. Blyet i de djupare liggande jordlagren verkar emellertid vara något mindre hårt bundet. Sammanfattningsvis verkar således det mesta av blyet förekomma i de översta jordlagren som elementärt bly (hagel/hagelbitar). I underliggande jordlager förekommer sannolikt bly i jonform adsorberat till organiskt material, utfällda mineral m m. Baserat på K d, uppmätta blyhalter i mark och en vattenbalans ( m 3 /år)så kan flödet av bly från det ytliga marklagret och nedåt beräknas: Pb jord Kd [ ] Mängd infiltrerad Pb (g/år) = Om det aritmetiska medelvärdet av uppmätta blyhalter i mark (7 100 mg/kg TS) och ett K d - värde på ca (aritmetiskt medel/median) ansätts kan det nedåtriktade blyflödet uppskattas till ca 40 kg/år. Om blyläckaget inte fastläggs alls i underliggande marklager utan når Hagbyån, som har en medelvattenföring på 113,5 miljoner m 3 /år, skulle halttillskottet i Hagbyån bli 0,3 µg/l (årsmedel). I verkligheten kommer dock nästan allt bly att fastläggas, varför halttillskottet blir betydligt lägre. Det nedåtriktade blyflödet innebär emellertid att större och större jordvolym med tiden förorenas av bly. Hur haltutvecklingen blir är svårt att förutse.

20 Oktober, Ytvatten Halter i ytvatten mättes i diket som rinner genom området och ut i Hagbyån samt i Hagbyån både uppströms och nedströms detta dike för att utröna om läckage från skjutbaneområdet bidrar till en ökad halt i Hagbyån. Ett prov togs även i ett vattensjukt område på området från vilket ev ytlig avrinning kan ske. Både ofiltrerade och filtrerade prover togs för att se om bly framför allt förekom bundet till partiklar. I tabell 6 redovisas uppmätta blyhalter i ytvatten i området. Tabell 6. Uppmätta blyhalter i ytvatten. Plats/medium Pb Jämförvärde 1) Y1; Ytvattendikets utlopp i Hagbyån, <10 µg/l ofiltrerat Y1; Ytvattendikets utlopp i Hagbyån, filtrerat Y2; Hagbyån vid tillfartsbron till skjutbanan, ofiltrerat Y3; Hagbyån nedströms skjutbanan i höjd med järnvägsbron, ofiltrerat Y4; Hagbyån uppströms skjutbanan i höjd med kraftstation, ofiltrerat Y5; Stillastående ytvatten i vattensjukt område (ruta H2) väster som dammen, ofiltrerat Y5; Stillastående ytvatten i vattensjukt område (ruta H2) väster som dammen, filtrerat <10 µg/l 16,2 µg/l Mycket höga halter >15 µg/l <10 µg/l <10 µg/l 10,5 µg/l Höga halter 3-15 µg/l <10 µg/l 1) NV:s Rapport 4913: Bedömningsgrunder för miljökvalitet Sjöar och vattendrag. Av tabellen framgår att uppmätta halter understiger detektionsgränsen i samtliga filtrerade ytvattenprover. I två av de ofiltrerade proverna är blyhalterna att betrakta som höga eller mycket höga. Blyet verkar därmed föreligga bundet till partiklar. Detta styrker ovanstående bedömning att läckaget av bly från hagelskjutbanan f n är litet och inte mätbart påverkar Hagbyån. Ytvattenprovtagning har även genomförts med hjälp av passiva provtagare, så kallade Ecoscope som exponerats för ytvatten under 2 veckor. I tabell 7 nedan sammanfattas resultaten av Ecoscope-provtagningen.

21 Oktober, Tabell 7. Resultat av Ecoscope-provtagningen. Plats/medium E3; Hagbyån nedströms skjutbanan i höjd med järnvägsbron E4; Hagbyån uppströms skjutbanan i höjd med kraftstation E6; Ytvattendiket där det träder in i skjutbaneområdet från Dyno Pb (mg/kg jonbytarmassa) E1; Ytvattendiket utlopp i Hagbyån 2358 E2; Hagbyån vid tillfartsbron till skjutbanan 180 Blankprov 55 För att ett prov skall anses skilja sig från en annan, krävs att skillnaden i uppmätt Ecoscopehalt uppgår till en faktor 2. Baserat på detta så framgår av resultaten att: En viss påverkan av bly detekterades i samtliga provpunkter då halterna är högre än i blankprovet. Ytvattendiket erhåller ett blytillskott från hagelskjutbanan innan det når utloppspunkten i Hagbyån. Tillskottet verkar emellertid inte nämnvärt påverka halterna i ån, vilket även indikeras av halter uppmätta i ytvattnet samt beräkningar av blyläckage baserade på lakförsöken. 4.4 Grundvatten Ett stickprov av grundvatten har tagits i en grävd grop på ca 0,6 m djup i sydvästra delen av området. Ett försök gjordes att ta ett prov i den östra delen av området, men där verkar grundvattnet ligga betydligt djupare. Blyhalten i det filtrerade grundvattenprovet var 28 µg/l, vilket enligt NV:s rapport 4918 klassas som måttligt allvarligt förorenat. 4.5 Sediment För att undersöka om bly ackumuleras i sedimenten i Åsbosjön, som ligger ca 1 km nedströms, togs även prover på sediment på tre olika djup i sjön. Proverna togs både ytligt och lite längre ner i sedimentet. I tabell 8 redovisas de uppmätta halterna.

22 Oktober, Tabell 8. Uppmätta halter av bly i sedimentprover tagna i Åsbosjön. Plats/medium Pb Jämförvärde 1) Sed 1, 0-0,03 m; Sedimentprov i 91,6 mg/kgts Låga halter mg/kg TS djuphåla Sed 1, 0,1-0,13 m; Sedimentprov i djuphåla. Sed 2, 0-0,03 m; Sedimentprov nära Hagbyåns utlopp, 0,8 m djup Sed 2, 0,1-0,13 m; Sedimentprov nära Hagbyåns utlopp, 0,8 m djup Sed 3, 0-0,03 m, Sedimentprov mellan Sed 1 och Sed 2, 2,8 m djup Sed 3, 0,1-0,13 m, Sedimentprov mellan Sed 1 och Sed 2, 2,8 m djup 45,2 mg/kgts Mycket låga halter <50 mg/kg TS 66,9 mg/kgts Låga halter mg/kg TS 131 mg/kgts Låga halter mg/kg TS 78,0 mg/kgts Låga halter mg/kg TS 55,6 mg/kgts Låga halter mg/kg TS 1) NV:s Rapport 4913: Bedömningsgrunder för miljökvalitet Sjöar och vattendrag. Av tabellen framgår att blyhalten i de analyserade sedimentproverna är att betrakta som låga eller mycket låga. Spridningen av bly via vatten från undersökningsområdet bedöms med underlag av hittills genomförda sedimentundersökningar inte ge upphov till någon haltuppbyggnad av bly i Åsbosjöns sediment. Sedimentproverna antyder t. o. m. att läckaget har minskat under senare tid då lägre halter noteras i ytliga sedimentlager nära Hagbyåns utlopp jämfört med djupare lager i samma provpunkt. Motsatsen gäller för sediment från djupare delar av sjön, vilket är naturligt då sedimentationshastigheten där sannolikt är lägre. Resultaten tyder sammanfattningsvis på att Hagbyåns blybelastning är liten. 4.6 Bladgrönska och stamved Ur risksynpunkt är det även viktigt att utröna om det sker ett upptag av bly i växter som dels kan påverkas direkt, dels medverka till exponering av bly för växtätande djur. Halter av bly mättes därför i prov på stamved och blad från två björkar och en sälg tagna inom skjutabaneområdet. I tabell 9 redovisas resultaten. Observera att provtagning av stamved och bladgrönska skett på samma träd, d. v. s att SV 1 och BG 1 härstammar från ett träd osv.

23 Oktober, Tabell 9. Uppmätta blyhalter i biologiska prover. Provtagningspunkt Pb J3, SV 1, björk 17 mg/kg TS L7, SV 2, björk 17,6 mg/kg TS L9, SV 3, sälg 29,8 mg/kg TS SV ref 0,93 mg/kg TS J3, BG 1, björk 11,3 mg/kg TS L7, BG 2, björk 10,6 mg/kg TS L9, BG 3, sälg 1,5 mg/kg TS BG ref 1,6 mg/kg TS SV = stamved, BG = bladgrönska Av tabellen framgår att ett visst upptag av bly sker i växtligheten inom hagelskjutbanan. Blyhalterna i såväl stamved som bladgrönska inom området är ca 10 gånger högre än i motsvarande prover tagna utanför skjutbaneområdet. Halterna motsvarar resultaten av upptagsmätningar på växter gjorda i blylösningar (Pain 1995). Halterna är vanligtvis högst i rötterna och lägst i de övre delarna av växten. Det skall dock poängteras att halterna kan variera mycket mellan olika arter, vilket även framgår av den här undersökningen. Skillnaden i blykoncentration i blad mellan björk och sälg kan eventuellt bero på fysiologiska skillnader såsom skillnader i tillväxthastighet mellan de olika trädarterna.

24 Oktober, MILJÖ- OCH HÄLSORISKBEDÖMNING 5.1 Allmänt om Naturvårdsverkets generella riktvärden NV har tagit fram generella och branschspecifika (för bensinstationer) riktvärden för en mängd metaller och organiska ämnen eller ämnesgrupper i mark. Det generella riktvärdet är det lägsta värdet av ett hälsoriskbaserat värde och ekotoxikologiskt baserade värden för skydd av miljön på platsen respektive i ett närbeläget ytvattendrag. Generella och branschspecifika riktvärden har tagits fram för olika typer av markanvändning (känslig - KM, mindre känslig med grundvattenuttag - MKM-GV, mindre känslig utan grundvattenuttag MKM och MLU mark med litet utnyttjande). Vid en förenklad riskbedömning jämförs uppmätta halter i marken med de generella/branschspecifika riktvärdena. Om halterna överskrider de generella/branschspecifika riktvärdena föreligger risk och omvänt. Vilken typ av risk som föreligger (hälso- eller miljörisk) och hur man lämpligen kan reducera/eliminera riskerna kan följaktligen inte utvärderas. Nedan redovisas kortfattat hur NV beräknat de generella och branschspecifika riktvärdena Hälsoriskbaserade värden Hälsoriskbaserade värden är framtagna med förutsättningen att människan är det enda riskobjektet som skall skyddas. Det aktuella markområdet antas främst komma att användas för vandring och promenader och såväl barn som vuxna kommer endast att vistas där tillfälligt. Baserat på uppgifter från kommunen förekommer vidare inget omfattande fiske i Hagbyån och det är inte heller något man eftersträvar. Markanvändningen kan enligt NV:s indelning betecknas som mark med litet utnyttjande (MLU). De exponeringsvägar som beaktas för människor vid och MLU är: intag av förorenad jord hudkontakt med förorenad jord inandning av förorenat damm inandning av ångor intag av förorenat grundvatten intag av grödor De exponerade grupperna vid MLU är vuxna och barn som endast tillfälligtvis vistas på området exempelvis i samband med promenader. Exponeringstiden för MLU har ansatts av NV till 20 dagar per år. För varje enskild exponeringsväg beräknas den halt (referenskoncentration, t ex för hudkontakt C hud ) i marken som inte ger någon risk för negativa hälsoeffekter.

25 Oktober, Referenskoncentrationen är baserad på antaganden om exponering (t ex mg jord/kg kroppsvikt och dag) samt acceptabla doser för olika ämnen som tagits fram genom djurförsök m m. Den acceptabla dosen för de flesta ämnen uttrycks som tolerabelt dagligt intag (TDI mg/kg kroppsvikt och dag) eller som referenskoncentration i luft (RfC mg/m 3 ). För cancerframkallande ämnen uttrycks dock den säkra dosen i form av en acceptabel ökad risk för cancer under en hel livstid (1 extra cancerfall på exponerade individer). Det hälsoriskbaserade värdet är ett sammanvägt riktvärde beräknat som inversen av summan av de inverterade värdena för alla enskilda exponeringsvägar. Det hälsoriskbaserade värdet vid MLU beräknas som: Hälsoriskbaserat värde vid MLU = 1/(1/C oralt + 1/C hud + 1/C damm + 1/C ång + 1/C grundv + 1/C gröd ) De hälsoriskbaserade värdena justeras därefter för en del ämnen nedåt om t ex exponeringen via andra källor (t ex via inköpt föda) är hög. Exempel på ämnen där värdet justeras nedåt är bly, kadmium och kvicksilver. För andra ämnen justeras värdena uppåt om t ex ämnets naturliga bakgrundshalt är hög (exempelvis arsenik) Ekotoxbaserade värden för miljöskydd på platsen NV:s ekotoxikologiska värden för skydd av miljön (djur och växter) inom ett markområde baseras på Holländska interventionsvärden. Dessa har tagits fram med resultat från ekotoxikologiska laboratorietester, varvid effekterna på olika organismer och växter har undersökts vid varierande föroreningskoncentrationer i jordprover. De Holländska interventionsvärdena anses vara en föroreningsnivå där 50 % av alla arter i ett normalt ekosystem inte påverkas negativt. NV:s ekotoxikologiska värden för miljöskydd på platsen vid MKM och MLU motsvarar de Holländska interventionsvärdena Ekotoxbaserade värden för miljöskydd i ytvatten NV:s ekotoxikologiskt baserade värden för miljöskydd beräknas med underlag av föroreningarnas spridningsbenägenhet med grundvatten, kanadensiska ytvattenkvalitetskriterier samt ett antagande avseende utspädning av porvatten i ytvatten på 1/ (porvatten:grundvatten 1:15 och grundvatten:ytvatten 1:4 000). De kanadensiska ytvattenkriterierna är satta så lågt att samtliga vattenlevande djur och växter inte skall påverkas negativt.

26 Oktober, Dimensionerande föroreningar för riskbedömningen Allmänt Utifrån en jämförelse mellan uppmätta halter av föroreningar i mark och vatten inom det aktuella markområdet med NV:s generella och branschspecifika riktvärden vid MKM alternativt MLU (s k förenklad riskbedömning) framgår att de föroreningar som potentiellt sett kan innebära en risk för människor och/eller miljön är: 1. Bly 2. Arsenik 3. PAHc och PAHövr Eftersom bly- och arsenikhalten är korrelerade och uppmätta blyhalter vida överstiger uppmätta arsenikhalter så bedöms arsenik inte vara dimensionerande för potentiella hälsooch miljörisker. Arsenik kommer därför inte att behandlas vidare utan den fördjupade riskbedömningen är fokuserad på bly, PAHc och PAHövr. 5.3 Potentiella riskobjekt och exponeringsvägar inom och omkring Gyttorps hagelskjutbana Allmänt Negativ påverkan av en förorening i mark kan enbart ske om det finns en förorening överstigande en viss halt, ett riskobjekt samt en exponeringsväg mellan föroreningen och riskobjektet (se illustration i figur 5). D v s enbart förekomsten av en förorening innebär inte automatiskt en risk för påverkan. Föroreningskälla Riskobjekt RISK Spridningsvägar Figur 5. Illustration av miljö/hälsorisk av en markförorening.

27 Oktober, Vid en fördjupad riskbedömning utvärderas således inte enbart föroreningskällan (halter m m) utan också spridningsvägarna (exponeringsvägarna) och i synnerhet vilka riskobjekten är, d v s vad som potentiellt sett kan påverkas negativt av föroreningarna. Med hänsyn till skjutbanans läge, konstaterad spridning, förekomst av föroreningar, områdets planerade användning och omgivande markanvändning bedöms följande potentiella riskobjekt finnas: 1. Människor som i framtiden kommer att vistas (tillfälliga besökare) på området. 2. Marklevande djur och växter på området. 3. Vattenlevande djur och växter i ytvattenrecipienter (främst Hagbyån och Åsbosjön). Exponeringens typ och omfattning för ovanstående potentiella riskobjekt skiljer sig kraftigt åt. Nedan redovisas en bedömning av hur och i vilken omfattning respektive riskobjekt kan exponeras för aktuella föroreningar från det aktuella blyförorenade området Människor som vistas inom området Skjutbanan har inte använts sedan 1995 och för närvarande är det endast undantagsvis som människor vistas inom området. Den framtida användningen av fastigheterna är för närvarande inte fastställd men det finns tankar om att fler människor kommer att besöka området för promenader etc efter det att Dyno Nobels industriområde i väster sanerats och rustats upp. Det finns inga planer på bebyggelse och man kan förmoda att området inte kommer att användas för någon känslig markanvändning inom överskådlig tid. Människor som i framtiden vistas inom området kan potentiellt exponeras för föroreningar via följande exponeringsvägar: oralt intag av förorenad jord hudkontakt med förorenad jord inandning av förorenat damm intag av förorenade grödor såsom svampar och bär Exponeringstiden bedöms i värsta fall motsvara den som NV antar vid MLU d v s en vistelsetid på 20 dagar/år Marklevande djur och växter Djur och växter som lever i och på marken inom området kan idag såväl som i framtiden exponeras för föroreningar som finns i de ytliga marklagren. Området är till övervägande del bevuxet med gräs, buskar och träd och välbesökt av såväl harar som rådjur. Skyddsvärdet bedöms motsvara mindre känslig markanvändning.

28 Oktober, Vattenlevande djur och växter Vattenlevande organismer och växter i Hagbyån och Åsbosjön kan exponeras för de föroreningar som sprids från området via grundvatten och för föroreningar som ackumulerar i bottensedimenten. 5.4 Hälsorisker Platsspecifika riktvärden Platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden för de dimensionerande föroreningarna har beräknats med utgångspunkt från NV:s beräkningsmodeller (NV Rapport 4639 och 4889) och den exponering som redovisats i ovanstående avsnitt (MLU). Beräkningarna och resultaten redovisas i tabell 10. I tabellen redovisas även vilken exponeringsväg som är dimensionerande för riktvärdet (lägst referenskoncentration). Tabell 10. Beräkning av platsspecifika riktvärden för bly och PAH inom hagelskjutbanan. Alla värden i mg/kg TS. Exponeringsväg Pb 1) PAHc PAHic Intag av jord Hudkontakt Inandning damm Obegr. Intag av grödor Integrerat = Platsspecifikt hälsoriskbaserat riktvärde Platsspecifikt hälsoriskbaserat riktvärde förutsatt att intag av grödor inte sker ) Justerat nedåt med hänsyn till att intaget av bly från andra källor intecknar 33 % av TDI. Av tabellen framgår att den dimensionerande exponeringsvägen vad gäller bly är intag av förorenad jord medan den för såväl PAHc och PAHövr är intag av grödor. Om exponeringsvägen intag av förorenade grödor utesluts (d v s människor äter inga bär och svamp inom området), kan betydligt högre PAH-halter i mark accepteras ur hälsorisksynpunkt Hälsoriskbedömning I tabell 11 jämförs uppmätta halter i jordprover tagna inom området med de beräknade platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdena. Jämförelsen görs med medianvärdet (50- percentil) samt 90-percentilen vad gäller bly och med medianvärdet samt max- och min-värde

29 Oktober, för de fyra prover som togs ut för PAH analys där lerduvefragment observerades. De värden som överstiger de platsspecifika hälsoriskbaserade värdena är markerade. Tabell 11. Jämförelser mellan uppmätta föroreningshalter i jord inom området med beräknade platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden (i mg/kg TS). Förorening Statistiskt jämförelsemått Platsspecifikt Median 90-percentil riktvärde min/max (PAH) Bly, Pb PAHc /510 6 PAHic / I figur 6 illustreras hur stor del av området där blyhalterna överstiger det platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdet. Figur 6. Illustration av uppmätta blyhalter i skjutbaneområdet som överstiger det platsspecifika riktvärdet för hälsorisk. Kartan inkluderar provtagningspunkterna och dess koordinater.

30 Oktober, Av tabellen och figuren framgår att: Det platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdet för bly överskrids inom ca m 2 av området (ca 1/3 av undersökningsområdet). Underlaget för att bedöma hälsoriskerna med PAH är begränsat. Uppmätta halter och förekomsten av lerduvefragment indikerar dock att PAH-halten, åtminstone för PAHc, i ytlig jord vida överskrider det platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdet. Sammanfattningsvis bedöms således risk för negativa hälsoeffekter föreligga inom en stor del av det undersökta området. Om inga åtgärder vidtas, kan människor exponeras för skadliga doser av bly främst via oralt intag av jord och om svamp eller bär äts. Vad gäller PAHc så kan människor exponeras för skadliga doser antingen genom intag av grödor eller genom inandning av dammpartiklar. Risken för intag av eller hudkontakt med dammpartiklar i luft är emellertid svår att kvantifiera då inga mätningar gjorts. Större delen av området är bevuxet, vilket bedöms minska risken för direktexponering avsevärt. Slutligen bör det observeras att ovan nämnda hälsorisker endast föreligger om människor vistas på området under flera dagar per år (20 dagar ansatt som exponeringstid för MLU) under många år i följd. I nuläget där området endast undantagsvis besöks av människor bedöms riskerna för hälsoeffekter vara obetydliga. 5.5 Miljörisker på platsen I tabell 12 jämförs uppmätta halter (aritmetiska medelvärdet) av aktuella föroreningar i jordprover tagna inom undersökningsområdet med NV:s ekotoxikologiska riktvärden för skydd av växter och djur vid MKM. För PAH har medianvärdet beräknats för fyra prov som tagits i områden där lerduvefragment observerats. Tabell 12. Jämförelse mellan uppmätta föroreningshalter (medianvärden alt. aritmetiska medelvärden i mg/kg TS) i marken inom hagelskjutbanan med NV:s ekotoxikologiska riktvärden för skydd av växter och djur i området vid MKM. Förorening Medianvärde alt. Aritmetiskt medelvärde NV:s ekotoxvärde för skydd av växter och djur 1) Bly, Pb PAHc PAHövr ) NV:s rapport 4639