Exponeringsbedömning av förorenad mark i området Rydöbruk, Hylte kommun, Halland

Transkript

1 Exponeringsbedömning av förorenad mark i området Rydöbruk, Hylte kommun, Halland Rapport från Arbets- och miljömedicin, Universitetssjukhuset, Lund Håkan Tinnerberg, yrkeshygieniker, doc Eva Tekavec, ST-läkare Kristina Jakobsson, överläkare, doc

2 2 Bakgrund... 3 Kortfattad information om de ämnen som vi beaktar i hälsoriskbedömningen... 3 Arsenik (As)... 3 Kadmium (Cd)... 4 Kobolt... 5 Koppar (Cu)... 5 Nickel (Ni)... 5 Bly (Pb)... 6 Zink (Zn)... 6 Polyaromatiska kolväten (PAH)... 6 Sammanfattning av mätresultaten... 8 Exponeringsbedömning... 9 Exponering via intag av jord... 9 Beräknat intag via jord i jämförelse med tolerabelt intag Arsenik Kadmium Kobolt Koppar Nickel Bly Zink PAH Hudexponering PAH Specifika provpunkter Tomt vid bostadshus (prov 113 och 114) Tennisplan (prov 145) Diskussion Slutsats... 17

3 3 Bakgrund Arbets- och miljömedicin i Lund har kontaktats av Länsstyrelsen i Halland då man önskar en exponeringsbedömning av förorenad mark på ett f d industri- och bruksområde i Hylte kommun i Halland. Golder Associates AB har på uppdrag av Länsstyrelsen gjort en miljöteknisk undersökning av markområdet, presenterat i en rapport från aug Kemakta har sedan under vintern utfört en betydligt mer omfattande provtagning. De nya proverna är ännu inte officiellt presenterade, men vi har fått tillgång till rådata. Det är huvudsakligen dessa prover som ligger till grunden för exponerings- och hälsoriskbedömningen. (Det finns även en tidigare miljöteknisk markundersökning av jord och grundvatten från 2007 (DGE Mark och Miljö)). Proverna är från jord, sediment, grundvatten och ytvatten och har analyserats med avseende på tungmetaller, alifatiska och aromatiska kolväten inkl PAH samt VOC och semi-voc. Till viss del har även PCBer och klorfenoler analyserats. Vi har valt att göra exponerings- och hälsoriskbedömningen på de ämnen som i rådata från Kemakta har markerats med att de överskrider Naturvårdsverkets gränser för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM). Av rapporten från Golder Associates AB framgår det att man på det fd industriområdet har bedrivit pappersbruk (Övregård 2:11) samt sågverk och träimpregneringsanläggning (Övregård 1:34). Dessutom har det funnits torkning av pappersmassa, gjuteri, snickeri och mekanisk verkstad (Övregård 2:13). Området är idag delvis hårdgjort, och har för övrigt mycket växtlighet. På området finns i dag näringsverksamhet (en tillverkningsindustri) samt en permanentbostad för en barnfamilj. Huvudfrågeställningen var att bedöma eventuella hälsorisker för människor som permanent bor i bostäder på den förorenade marken. Vidare har vi också bedömt huruvida det är lämpligt att bedriva näringsverksamhet på området. Kortfattad information om de ämnen som vi beaktar i hälsoriskbedömningen Arsenik (As) Arsenik är ett grundämne som förekommer naturligt i varierande halter i berggrunden. Naturliga geografiska förhållanden spelar alltså in när det gäller vilken exponering individen utsätts för, men man måste även väga in hur mycket marken kan vara kontaminerad av tidigare eller pågående industrier, framför allt träimpregnerings-, vissa metall- och sågverksindustrier. Arsenik förekommer både i organisk och i oorganisk form. Normalintaget av arsenik via föda har beräknats vara strax under 3 (data från USA) 1. Den oorganiska arseniken kan 1 DRI, dietary reference intakes for vitamin A, vitamin K, arsenic, boron.institute of Medicine (U.S.). Panel on Micronutrients, Institute of Medicine (U.S.). Food and Nutrition Board, National Academy Press, 2002.

4 4 framför allt i marin miljö omvandlas till organiska arsenikföreningar. Fisk och skaldjur kan innehålla betydande halter av organisk arsenik och en diet rik på marina djur och alger kan ge en betydande halt av arsenik i blodet (>100µg/L). Den organiska arseniken anses mindre toxisk, och metaboliseras och utsöndras snabbt via urinen. Vatten från egen brunn kan vara en källa för betydande arsenikexponering. Gränsvärdet för arsenik i dricksvattnet är 10µg/L inom EU. Livstidsrisken för cancer uppskattas till 1-3 fall/1000 individer vid ett dagligt intag av en liter dricksvatten med arsenikhalter vid gränsvärdesnivån. Detta överskrider det vi i Sverige kallar lågrisknivå, ett fall per Förutom intag via föda och dricksvatten kan upptag ske genom inhalation/nedsväljning av kontaminerad damm/jord. Normalintaget för arsenik beräknas vara mindre än 350 µg/ vecka för vuxna och 22 för barn 2, 3. Provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI) är 15 µg/kg och vecka 4. Vid akut arsenikförgiftning ses häftiga kräkningar, diarréer och slutligen cirkulationssvikt. De tidigaste symtomen vid kronisk exponering är hyperpigmentering och hyperkeratos (förtjockning av huden) i handflator och fotsulor. Andra effekter är perifera kärlskador, leverskador, och diabetes. Arsenik är cancerframkallande. Långvarig exponering för höga halter av oorganisk arsenik kan ge upphov till tumörer i lunga, hud, urinblåsa och njure. är känsligare än vuxna. Deras mindre kroppsvolym, relativt sett högre andningsvolymer och relativt sett större födointag, samt att de kan komma att exponeras betydligt mer än vuxna vid lek i kontaminerad mark, gör att de riskerar att får i sig mer arsenik än vuxna. Intag av en näve jord (10 g) innehållande 1000 mg arsenik/kg innebär en dos på 10 mg arsenik, vilket kan ge mycket allvarlig förgiftning hos ett litet barn 5. Kadmium (Cd) I naturen finns kadmium främst i zinkmalmer. Under det senaste seklet har det skett en spridning av metallen i den allmänna miljön p.g.a. den industriella användningen, men också som förorening i fosfatgödselmedel. Kadmium kan användas som ytbeläggning på plåt, kadminering, som legeringsmetall i bland annat lod för lödning och till bilkylare, i röda och gula målarfärger, plaster och keramiska glasyrer. Fortfarande används kadmium i elektroder till ackumulatorer. Kadmium ackumuleras i njurarna och eftersom den biologiska halveringstiden för kadmium är mycket lång, omkring 30 år, kan en måttlig men kronisk kadmiumexponering leda till njurskador sent i livet 6. Njurskadan påverkar också kalcium- och fosformetabolismen vilket kan leda till ökad risk för njursten och osteomalaci och eventuellt vara en bidragande orsak till osteoporos (benskörhet). Det finns misstankar om samband mellan kadmiumexponering och lung- samt prostatacancer. Vid akut peroral kadmiumförgiftning uppträder en våldsam gastroenterit WHO(2001) Environmental Health Criteria 224, Arsenic and arsenic compounds, 2 nd ed Institutet för Miljömedicin (IMM), hemsida; RISKWEB, Arsenik 6 Health effects of cadmium exposure - a review of the literature and a risk estimate. Järup L (editor), Berglund M, Elinder CG, Nordberg G, Vahter M Scand J Work Environ Health 1998;24 suppl 1:1--51.

5 5 Allmänheten exponeras för kadmium huvudsakligen via födan (fiberrika spannmålsprodukter, lever, njure, ostron, musslor och vissa vildväxande champinjonarter) och tobaksrök. Absorptionen av kadmium i magtarmkanalen är endast 5 %, via lungor %. Järnbrist ökar dock upptaget och kvinnor i fertil ålder har ett högre upptag av kadmium än män. Marginalen till tidiga skadliga effekt på njurarna hos allmänbefolkningen i Sverige anses vara liten. Livslång daglig kadmiumtillförsel på 30 µg anses resultera i njurskada hos 1 % av den vuxna befolkningen (hos riskgrupper något högre, 5 %). Det genomsnittliga intaget från födan beräknas vara 15. Normalintaget för vuxna beräknas vara µg /vecka och för barn 30 µg /vecka 7. Provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI) för kadmium är 7 µg/kg och kroppsvikt. Kobolt Kobolt finns i varierande halter i jordskorpan. Den är essentiell för människan då den ingår i vitamin B12 som behövs för blodbildningen. Man beräknar att det genomsnittliga dagliga intaget genom föda till 3-14 för såväl barn som vuxna. 8 Kobolt används som torkmedel i svart tryckfärg och återfinns i pappersavfall, ingår som förorening i nickel och cement och sprids vid förbränning av fossila bränslen. Yrkesmässig exponering för kobolt sker främst vid framställning och bearbetning av hårdmetall. Nivågränsvärdet är 0,05 mg/m3. Exponering för kobolt kan ge allergiska kontakteksem. Inhalation av kobolthaltigt damm kan ge obstruktiva lungbesvär, och i svåra fall lungfibros - hårdmetallunga. Kobolt interfererar med enzymsystem i kroppen och hämmar upptaget av andra essentiella ämnen. Det sker en ackumulering i lever, njurar, hjärta och bukspottskörtel och vid kronisk oral exponering kan skador på bl.a. hjärta, sköldkörteln och hörselorgan ske. Akut toxiskt intag ger illamående, kräkningar och kolik. Koppar (Cu) Koppar är ett essentiellt grundämne och både för litet såväl som för högt intag är förknippat med hälsorisk. För allmänbefolkningen är oral tillförsel den viktigaste exponeringsvägen. Man beräknar att det genomsnittliga dagliga intaget genom föda och vatten till 1-2 mg 9 För barn är exponeringen via dieten mg/dag 10. Effekter av för hög kopparexponering under lång tid är mycket lite studerade. Vid mycket höga halter av koppar i vatten, cirka 3 mg/l, kan man få magbesvär i form av diarré och illamående 11. Det acceptabla dagliga intaget (ADI) är osäkert men är troligen mer än 2-3 mg/dag för vuxna 12 ADI baseras på risken för magbesvär efter konsumtion av dricksvatten med höga kopparhalter. Nickel (Ni) Födan är den största källan till nickelexponering i befolkningen. Upptaget från födan är lågt, ca 1 %, medan upptaget från vatten är betydligt högre, ca 27 %. Hudupptaget är försumbart, 7 WHO 1992, Environmental Health Criteria; 134, Cadmium. 8 Leblanc et al. Food Addit Contam 2005,22: Livsmedelsverket; 10 Sadra SS et al; Sci Tot Env 374:223-34, WHO; IPCS 2004; Copper in drinking water. 12 WHO; IPCS 1998, Environmental Health Criteria 200, Copper.

6 6 men spelar roll vid utvecklande av nickelallergi. I vissa yrkesmiljöer kan nickel också tas upp via inandning. Nickelhalten i livsmedel ligger vanligen under 0,5 mg/kg, men sojabönor, nötter, havregryn kan ha högre halter. Dagligt intag från föda är 150 för vuxna och 80 för barn 13. Nickel som löses ut från tillagningskärl kan också ge ett betydande bidrag. Akut nickelförgiftning vid oralt intag av lösliga nickelföreningar kan leda till huvudvärk, yrsel och illamående. Tolerabelt dagligt (TDI) intag är uppskattat till 12 µg/ kg kroppsvikt/dag 14. Bly (Pb) Bly kan skada nervsystemet och hämma blodbildningen. Särskilt känsliga grupper är foster och små barn. I epidemiologiska studier på barn har man vid blodblyhalter kring 100 µg/l observerat fördröjd utveckling, lägre IQ och beteendestörningar 15. Senare studier indikerar att subtila skadliga effekter på gruppnivå kan ses vid betydligt lägre nivåer, kring 60 µg/l. I Sverige är det genomsnittliga blyintaget via födoämnen och dricksvatten ungefär 0.5 µg/kg/dag. Provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI) är 25 µg/kg/vecka 16. Halten av bly i svensk mark som inte är påverkad av någon punktkälla antas vara i storleksordningen mg/kg 17. Upptag av bly från mag-tarmkanalen är cirka % 18. Zink (Zn) Zink är ett essentiellt grundämne, och både för litet såväl som för högt intag är förknippat med hälsorisk. Normalintag för vuxna är 14 mg/dag och för barn ungefär hälften så mycket 19. Rekommenderat dagligt intag är3-5 mg för barn under 1 år, 10 mg för barn 1-10 år, 15 mg för vuxna, samt för gravida ammande mg 20. Provisoriskt maximalt tolerabelt dagligt intag (PMTDI) för zink är 1 mg/kg kroppsvikt 21. Vid akut förgiftning med mycket höga zinkhalter ses illamående, kräkningar och diarré. Zinkbrist leder till aptitlöshet, nedsatt immunförsvar och sårläkning, och fortplantningsstörningar. Man kan också få torr, förtjockad och inflammerad hud. Polyaromatiska kolväten (PAH) PAH är en grupp av ämnen som förekommer i komplexa blandningar av flera olika former av enskilda kemiska föreningar. Av de specifika ingående komponenterna är 15 stycken carcinogena i djurförsök, och klassificerade som troligen cancerframkallande för människa 22. Vissa blandningar, såsom tjära, mineralolja, och sot innehåller PAH och är klassificerade som cancerframkallande på människa. Yrkesmässig exponering för PAH för smältverksarbetare 13 ASTDR 2005; Toxicological profile for nickel.; 14 WHO; IPCS 2005; Nickel in drinking water. 15 WHO 2000; Lead: Safety evaluation of certain food additives and contaminants.. 16 Skerfving S 2005; Criteria document for Swedish occupational standards. Inorganic lead an update , Arbete och hälsa 2005: (sidan 43) 18 ATSDR; 19 ATSDR 2005; Toxicological profile for zinc; 20 Naturvårdsverket 1988, Rapport 3429, Zink i miljön. 21 WHO; IPCS 2003, Zinc in drinking water. 22 IARC Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. Overall evaluations of carcinogenicity. 1987, Suppl 7.

7 7 och tjärexponerade är associerad med förhöjd risk av lungcancer och blåscancer 23. PAH kan ge hudcancer i djurexperimentella studier. Det finns också epidemiologiska studier som tyder på förhöjd risk för hudcancer bland yrkesverksamma exponerade för PAH. Olika former av PAH orsakar cancer vid olika doser. Studier på djur har visat att de mest carcinogena formerna av PAH består av 4-7 bensenringar. En sådan förening, Bens(a)pyren (BaP) används därför ofta som indikator för blandningar av PAH. Vid riskbedömning av genotoxiska carcinogener som PAH antar man att det inte finns någon dos som är så låg att den inte medför någon risk. Bedömningar av effekter vid låga doser är endast antaganden, som grundas på de effekter man sett i högdosområdet i djurstudier och i epidemiologiska studier. Osäkerheten om risker i lågdosområdet är således stor. Det finns inga epidemiologiska studier som belyser samband mellan intag av PAH via föda och cancerrisk hos människa. Riskbedömningen grundas därför på djurexperimentella studier, där man klart sett att BaP liksom PAH i blandning i födan kan orsaka cancer 24 Den allmänna befolkningen exponeras för PAH via olika vägar och från olika källor. PAH finns i utomhusluften, tillsammans med övriga luftföroreningar såsom besläktade heterocykliska föreningar, andra organiska och oorganiska föreningar, och små partiklar. Exponering för luftföroreningar i städer verkar ha samband med ökad risk för lungcancer hos människor 25. Man vet inte i vilken utsträckning riskökningen kan bero på exponeringen för PAH, eller kombinationen av alla de olika luftföroreningarna som kan finnas. För den icke yrkesexponerade delen av befolkningen är dock livsmedel inkluderande de PAH som bildas vid tillagning - den huvudsakliga exponeringskällan för PAH. Mycket PAH kan bildas vid tillagning särskilt i hårda stekytor. Det genomsnittliga intaget från livsmedel har i Sverige beräknats till 1 mg PAH/person och år, motsvarande ca 50 ng/kg kroppsvikt och dag 26. Med en hypotetisk koncentration av 10 % carcinogena PAH blir dosen 5 ng/kg och dag för dessa. För PAH gäller riskbedömningen långtidseffekter, inte omedelbara effekter. De hälsoeffekter man sett vid lågdosexponering gäller ökad cancerrisk efter flera decenniers exponering för PAH, således en livstidsrisk. 23 Schottenfeld och Fraumeni (eds). Cancer epidemiology and prevention. Second Edition, Oxford, Edling et al (red) Arbets- och miljömedicin en lärobok om hälsa och miljö. Studentlitteratur, andra uppl Boffetta P et al. Cancer risks from occupational and environmental exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons. Cancer Causes and Control, 1997, 8, pp Livsmedelsverkets hemsida;

8 8 Sammanfattning av mätresultaten Materialet är väldigt omfattande, med många provpunkter, prover från olika djup och med många analyserade ämnen. Prover är taget från jord, grund- och ytvatten samt från sediment. I princip är det samma föroreningar som finns i dessa medier som i marken. Då det finns kommunalt vatten på området för såväl permanentbostad som för näringsverksamheten anser vi att den viktigaste exponeringskällan för människor som vistas i området är den kontaminerade jorden. Ur hälsosynpunkt är det översta jordlagret det mest intressanta då det är detta som finns tillgängligt för exponering. Vi har därför valt att titta på endast provsvar från de översta jordlagren (från 0-0,7m). Vidare har vi endast kommenterat de ämnen som i den levererade excelfilen är markerade att minst ett prov överstiger de av Naturvårdsverkets gränser för känslig markanvändning (KM) eller mindre känslig markanvändning (MKM). Totalt är det genomfört 47 analyser med redovisade ythalter i senaste provtagningen. I 46 av dessa provpunkter har man analyserat metaller och i 25 PAHer. I den tidigare presenterade sammanställning av Golder Associates ( ) har man analyserat 10 punkter. De tio tidigare provpunkterna avviker inte radikalt från de nya 47 punkterna avseende måtten median och max-nivåer. Dock finns det några högre prover i den tidigare provtagningen; för arsenik med en tidigare redovisad maxhalt på 2810 mg/kg torrsubstans (TS) mot senare 758 mg/kg TS, för nickel 139 mg/kg TS tidigare mot senare max 44 mg/kg TS och för bly tidigare mg/kg TS mot senare mg/kg TS. För medianhalter finns den största avvikelsen för kadmium, med tidigare 1.2 mg/kg TS och senare 0.6 mg/kg TS. Trots detta är alla beräkningar i denna rapport genomförda på resultaten från den senaste undersökningen, eftersom detta är en mer omfattande mätning. I alla genomförda beräkningar har median och (nittionde percentil) används för att bedöma hälsorisken. halten kan beskrivas som den exponering man skulle få om man regelbundet rör sig över hela området. Effekterna vid tänkes motsvara effekterna vid ständig vistelse vid de högst belägna områdena. Viss samvariation mellan föroreningarna föreligger, men inget tydligt mönster finns över hela det provtagna området. Bland de totalt 47 provpunkterna finns 16 stycken utan något ämne med koncentrationer som överskrider MKM. I sex provpunkter överstiger ett ämne MKM, i åtta provpunkter två ämnen, i ytterliggare 6 provpunkter tre och fyra ämnen och i fem provpunkter överstiger fem ämnen MKM. För de tre olika måtten på PAH samvarierar exponeringen så att det är samma provpunkter som har förhöjda halter av ΣL ΣM och Σ H PAH. De effekter som man framförallt är intresserad av då det gäller PAH är de carcinogena effekterna. De ämnen som har dessa effekter återfinns i gruppen som benämnspah ΣH, vilket också är den grupp som har flest överskridanden i jämförelse med MKM. I den fortsatta bedömningen räknar vi därför endast på PAH ΣH.

9 9 Tabell 1. Sammanfattning av mätresultat , erhållna från Kemakta. Halter redovisas som mg/kg torrsubstans (TS). As Cd Co Cu Ni Pb Zn PAH, Σ L PAH, Σ M PAH, Σ H Antal Antal över MKM Antal över MKM i % 16,1 0,62 6, , ,15 3,9 5,9 Medel 60,2 1,2 10, , ,3 17,3 11, ,5 15, , ,3 26,5 39,7 Högsta , KM 10 0, MKM Rött = över riktvärdet för mycket känslig markanvändning (MKM); gult = över riktvärdet för känslig markanvändning (KM) men under riktvärdet för MKM; grönt = under riktvärdet för KM. Exponeringsbedömning Vi har genomfört en schabloniserad exponeringsbedömning till stor del baserad på den metodik som anvisas i Naturvårdsverkets riktlinjer om förorenad mark 27. Naturvårdsverket anger att man ska ta hänsyn till sex olika exponeringsvägar för bedömning om hälsorisker av förorenad mark; 1) intag av jord, 2) hudupptag, 3) inandning av ångor, 4) inandning av damm, 5) intag av dricksvatten, samt 6) intag av växter. Av dessa sex exponeringsvägar är intag av jord (1) den intressantaste och den som förväntas ge högst exponering. Hudupptag (2) är inte relevant för metaller då absorptionen av metaller är försumbar 28, men den är av intresse för PAHer. Metaller är inte flyktiga och inte heller de medeltunga och tunga PAHerna. Då endast de lätta PAHerna är flyktiga och där bara finns ett prov över KM så bortser vi helt från inandning av ångor (3). Inandning av damm (4) ger ett försumbart bidrag till det totala intaget i en miljö som det nu aktuella området, där det är dels hårdbelagda ytor och dels gräsbevuxet. Enligt information så är det kommunalt vatten inkopplat till fastigheterna vilket gör att man kan förbise intag av dricksvatten (5). Enligt uppgift odlas endast en ringa del frukt och bär i trädgården. Då upptaget och distribution av föroreningar till frukt och grönsaker är minimal kan man även förbise intag av växter (6). Exponering via intag av jord Personer som vistas på förorenade markområden riskerar att få i sig förorenad jord via munnen, exempelvis genom att man stoppar jordiga fingrar i munnen eller att damm fastnar i mun och svalg och sväljs ner. Små barn antas ha det högsta jordintaget, då de har ett mer utpräglat hand-till-mun beteende. Vissa barn har en större benägenhet att stoppa i sig olika saker, så kallat pica-beteende (efter Pica pica; skata). Pica för jord sägs dock vara sällsynt. 27 Naturvårdsverket. Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. Remissversion Nordberg G et al (eds); Handbook on the toxicology of metals 3rd ed. 2007, Burlington, MA, and San Diego, California; USA.

10 10 Uppskattningsvis är medelintaget av jord 120 mg/dag för barn och 50 mg/dag för vuxna 29. I Naturvårdsverkets modell för förorenade områden antas intaget ske 365 dagar om året. Det är rimligare att förmoda att exponeringen via oralt intag av kontaminerad jord från området sker högst 200 dagar per år. Det innebär att barn har ett genomsnittsintag på 66 mg/dag och vuxna på 27 mg/dag. Intaget för vuxna respektive barn kan då enkelt beräknas genom att multiplicera halten av förorening med beräknat genomsnittsintag. Denna beräkning torde dock innebära en överskattning för vuxna, som är medvetna om att jorden kan vara förorenad, och därmed påverkar sitt beteende. Tabell 2. Beräknat intag för barn och vuxna vid olika halter av föroreningar i ytjord (0-0,7 m) ytjord () () ytjord () () As 0,43 4,3 1,1 11 Cd 0,017 0,068 0,041 0,16 Co 0,18 0,42 0,43 1,0 Cu 6, Ni 0,35 0,71 0,84 1,7 Pb 6, Zn 6, PAH ΣH 0,16 1,1 0,39 2,6 Beräknat intag via jord i jämförelse med tolerabelt intag För att kunna jämföra de beräknade intagen måste man anta kroppsvikter. För vuxna är intaget beräknat på en kroppsvikt om 70 kg och för barn 10 kg. För vidare jämförelser har även jämförelser gjorts med yrkesmässig exponering understigande exponering som motsvarar det hygieniska gränsvärdet (åtta timmars arbetsdag). I alla nedanstående tabeller är överskridanden av tolerabla intag markerade med rött och över halva tolerabla intaget markerade med gult. Arsenik Provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI) för arsenik är 15 µg/kg kroppsvikt och vecka, vilket för vuxna blir 1050 och för barn 150 ug/vecka. Tabell 3. Beräknat intag av arsenik via jord för barn och vuxna i jämförelse med provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI). PTWI PTWI Normalintag < 350 < Extra pga ,7 77 kontaminerad jord Summa intag Rött = överskrider tolerabelt intag. Gult = överskrider hälften av tolerabelt intag. 29 Naturvårdsverket. Riktvärden för förorenad mark. Remissversion

11 11 Yrkesexponering Det hygieniska gränsvärdet för arsenik, totaldamm, är 0.01 mg/m 3 (AFS 2005:17; Hygieniska gränsvärden och åtgärder mot luftföroreningar). En andningsvolym om 10 m 3 under en 8 timmars arbetsdag motsvarar en yrkesexponering på 500. Kadmium Provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI) för kadmium är 7 µg/kg kroppsvikt och vecka, vilket för vuxna blir 490 och för barn 70. Tabell 4. Beräknat intag av kadmium via jord för barn och vuxna i jämförelse med provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI). PTWI PTWI Normalintag Extra pga 0,1 0,5 0,3 1,1 kontaminerad jord Summa intag Rött = överskrider tolerabelt intag Gult = överskrider hälften av tolerabelt intag Yrkesexponering Det hygieniska gränsvärdet för kadmium, respirabel fraktion, är mg/m 3 (AFS 2005:17; Hygieniska gränsvärden och åtgärder mot luftföroreningar). En andningsvolym om 10 m 3 under en 8 timmars arbetsdag motsvarar en yrkesexponering på 250. Kobolt Det rekommenderade livsmedelsintag (RDA, recommended dietary allowance) för Co är µg och dag. Något riskbaserat mått finns så vitt vi vet inte tillgängligt för kobolt. Tabell 5. Beräknat intag av kobolt via jord för barn och vuxna i jämförelse med RDA (recommended dietary allowance). µg/ dag RDA µg/ dag µg/ dag µg/ dag RDA µg/ dag Normalintag Extra pga 1,3 2,9 3,0 7,0 kontaminerad jord Summa intag Yrkesexponering Det hygieniska gränsvärdet för kobolt, totaldamm, är 0.05 mg/m 3 (AFS 2005:17; Hygieniska gränsvärden och åtgärder mot luftföroreningar). En andningsvolym om 10 m 3 under en 8 timmars arbetsdag motsvarar en yrkesexponering på 500.

12 12 Koppar Acceptabelt dagligt intag (ADI) för koppar är µg /dag för vuxna, okänt för barn. Tabell 6. Beräknat intag av koppar via jord för barn och vuxna i jämförelse med acceptabelt dagligt intag (ADI). ADI ADI Normalintag Extra pga 6, kontaminerad jord Summa intag Rött = överskrider tolerabelt intag Gult = överskrider hälften av tolerabelt intag Yrkesexponering Det hygieniska gränsvärdet för koppar, respirabel fraktion, är 0,2 mg/m 3 (AFS 2005:17; Hygieniska gränsvärden och åtgärder mot luftföroreningar). En andningsvolym om 10 m 3 under en 8 timmars arbetsdag motsvarar en yrkesexponering på Nickel Tolerabelt dagligt intag (TDI) för nickel är 12 µg/kg kroppsvikt och dag, vilket för vuxna blir 840 och för barn 120. Tabell 7. Beräknat intag av nickel via jord för barn och vuxna i jämförelse med tolerabelt dagligt intag (TDI). TDI TDI Normalintag Extra pga 0,35 0,71 0,84 1,7 kontaminerad jord Summa intag Rött = överskrider tolerabelt intag Gult = överskrider hälften av tolerabelt intag Yrkesexponering Det hygieniska gränsvärdet för nickel, totaldamm, är 0.5 mg/m 3 (AFS 2005:17; Hygieniska gränsvärden och åtgärder mot luftföroreningar). En andningsvolym om 10 m 3 under en 8 timmars arbetsdag motsvarar en yrkesexponering på Bly Provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI) för bly är 25 µg/kg kroppsvikt och vecka, vilket för vuxna blir 1750 och för barn 250.

13 13 Tabell 8. Beräknat intag av bly via jord för barn och vuxna i jämförelse med provisoriskt tolerabelt veckointag (PTWI). PTWI PTWI Normalintag Extra pga kontaminerad jord Summa intag Rött = överskrider tolerabelt intag Gult = överskrider hälften av tolerabelt intag Yrkesexponering Det hygieniska gränsvärdet för bly, respirabel fraktion, är 0.05 mg/m 3 (AFS 2005:17; Hygieniska gränsvärden och åtgärder mot luftföroreningar). En andningsvolym om 10 m 3 under en 8 timmars arbetsdag motsvarar en yrkesexponering på Zink Provisoriskt maximalt tolerabelt dagligt intag (PMTDI) för zink är 1000 µg/kg kroppsvikt och dag, vilket för vuxna blir och för barn Tabell 9. Beräknat intag av zink via jord för barn och vuxna i jämförelse med PMTDI PMTDI PMTDI Normalintag Extra pga 6, kontaminerad jord Summa intag Rött = överskrider tolerabelt intag Gult = överskrider hälften av tolerabelt intag Yrkesexponering Det hygieniska gränsvärdet för zink, totaldamm, är 5 mg/m 3 (AFS 2005:17; Hygieniska gränsvärden och åtgärder mot luftföroreningar). En andningsvolym om 10 m 3 under en 8 timmars arbetsdag motsvarar en yrkesexponering på PAH För PAH finns enligt Naturvårdsverket 2007 ett riskbaserat acceptabelt intag på 8.3 ng/kg och dag för de carcinogena PAH. I de mätdata som vi har fått finns de carcinogena PAH listade och de utgör cirka 90 % av PAH ΣH, så genom att använda det senare övervärderas risken något. Det riskbaserat acceptabla intaget (RAI) blir då för PAH 0.58 µg /dag för vuxna och 0.083µg /dag för barn. Då dessa ämnen framförallt är cancerframkallande är det egentligen inte relevant att jämföra specifikt för barn då det är en mycket lång exponering som kan ge effekt.

14 14 Tabell 10. Beräknat intag av PAH via jord för barn och vuxna i jämförelse med RAI RAI RAI Normalintag Extra pga 0,16 1, ,6 kontaminerad jord Summa intag ,7 0,083 Rött = överskrider tolerabelt intag Gult = överskrider hälften av tolerabelt intag Yrkesexponering Det hygieniska gränsvärdet för benso(a)pyren är mg/m 3 (AFS 2005:17; Hygieniska gränsvärden och åtgärder mot luftföroreningar). En andningsvolym om 10 m 3 under en 8 timmars arbetsdag motsvarar en yrkesexponering på 100. För att korrekt kunna jämföra med ovan så är benso(a)pyren halten i jordproverna ungefär 15 % av PAH ΣH. Hudexponering PAH I Naturvårdsverkets remissversion av en modell för hälsoriskbedömning av förorenade områden 30 beaktar man exponering för lekande barn och trädgårdsarbetande vuxna som har 0.5 m 2 oskyddad (oklädd) kroppsyta. För barn betyder det bar kropp förutom bålen och för vuxna att man är klädda i shorts och t-tröja. Den antagna jordexponeringen (mängd jord per m 2 exponerad hudyta, 2000 mg/m 2 ) baserar sig på data för trädgårdsarbetande vuxna. I Naturvårdsverkets modell beräknas exponering ske 120 dygn/år. får då en exponering de exponerade dagarna på 0.5 m 2 x 2000 mg/m 2 x 5,9ng PAH /mg = 5,9 µg. Då exponeringen beräknas ske 120 dagar om året blir den genomsnittliga hudexponeringen 5,9 µg x 120/365 = 1,9. Enligt Naturvårdsverket är hudupptaget 13 %, vilket skulle ge 250ng carcinogena PAH /dag (1.9 g/dag x 0.13). Med en lägre antagen hudexponering, mg/m 2 hud (skattat för fotbollsspelare och barn) 31 får vi i stället ett hudupptag på 12,5-125ng carcinogena PAH /dag. Även 120 dagars trädgårdsarbete torde i de flesta fall vara en klar överskattning. Vi räknar i det följande dock på de högre värdena. Det finns inga riktvärden eller tydliga riktlinjer för att beräkna livstidsrisken för hudcancer efter PAH-exponering. Enligt Institutet för miljömedicin (IMM) kan man göra beräkningar av livstidsrisken för exponering av BaP enligt Hussain et al Dessa beräkningar utgår från dos-responsdata från djurförsök. Man ska relatera exponeringen till vikten, så exponeringen för en vuxen blir 250 ng carcinogena PAH /dag delat med antagen vikt 70 kg, dvs µg per kg kroppsvikt och dag. Unit risken är per µg per kg kroppsvikt och 30 Naturvårdsverket. Riktvärden för förorenad mark. Remissversion Naturvårdsverket. Hälsoriskbedömning vid utredning av förorenade områden. Rapport 5859, Hussain M, Rae J, Gilman A, Kauss P (1998). Life-time risk assessment from exposure to recreational users to polycyclic aromatic hydrocarbons. Arch Environ Contam Toxicol 35:527.

15 15 dag, vilket medför att livstidsrisken då skulle bli Denna beräknade risk gäller för BaP exponering. I våra beräkningar har vi använt PAHΣ H vilket är knappt 10 gånger så mycket som halten av BaP i jorden på området. Å andra sidan bör man enligt IMM beräkna en högre cancerrisk för PAH-blandningar än för BaP också för hudcancerrisk, baserat på ett konservativt synsätt. Vi har här använt faktorn 10, en relativt hög skattning. Detta innebär att livstidsrisken kvarstår som 1, Den beräknade dosen för vuxna med ett antaget 100 % upptag i kroppen av det som tas upp via huden blir 250 ng carcinogena PAH /dag. För PAH beror en förhöjd risk framförallt på om man har en långvarig exponering för kontaminerad jord på huden. Lång (livstids) hudexponering för jord beräknades ge en lätt förhöjd risk att få hudcancer, 13 extra cancerfall per i jämförelse med lågrisknivån som är 1 extra cancerfall per Det finns stora osäkerheter bakom denna riskskattning, och vi har medvetet valt att hålla oss i överkant. I vårt land är risken för att få hudcancer (utom melanom) innan 75 års ålder 1800/ för män, och något lägre för kvinnor, 1100/ Melanomrisken är 1600/ för både män och kvinnor. Den absoluta riskökningen pga PAH-exponeringen är således mycket liten, och risken på individnivå får betraktas som obetydlig. För yrkesarbetande som befinner sig på området och inte genomför något praktiskt arbete med jorden kommer exponeringen och risken att vara försumbar. Specifika provpunkter Tomt vid bostadshus (prov 113 och 114) Det primära målet med hälsoriskbedömning gäller permanent boende på området. Två av proverna är tagna på tomten till huset. De faktiska värdena för dessa prover är inlagd i tabellen med samma färgkodning som tidigare tillsammans med de översiktliga resultaten. Tabell 11. Halt av föroreningar (mg/kg torrsubstans) i två prover tagna på tomten vid bostadshuset, samt genomsnittsresultatet för prover från hela området. As Cd Co Cu Ni Pb Zn PAH, Σ L PAH, Σ M PAH, Σ H Provpunkt 25 2, ,4 6,4 8,9 113 Provpunkt 7,2 0,43 7, ,5 3,3 6, ,1 0,62 6, , ,15 3,9 5,9 Medel 60,2 1,2 10, , ,3 17,3 11, ,5 15, , ,3 26,5 39,7 Högsta , Riktvärde 10 0, KM Riktvärde MKM Rött = över riktvärdet för mycket känslig markanvändning (MKM); gult = över riktvärdet för känslig markanvändning (KM) men under riktvärdet för MKM; grönt = under riktvärdet för KM. Dessa två provpunkter har i jämförelse med det övriga materialet förhållandevis höga koncentrationer. Det innebär att man vid riskbedömningen för de boende snarare ska beakta beräkningar för en istället för medianen.

16 16 Tennisplan (prov 145) Detta prov är taget i närheten av en tennisplan på en grusväg. Grusvägen är delvis byggd av kisaska med grus ovanpå. Enligt information från Kemakta (Mark Elert, pers medd) så kan hela den vägen vara byggd av kisaska från bruket. Vid tennisplanen har man inte tagit några prover. Halterna är över MKM för arsenik, koppar, bly och zink. Blyhalten är 2460 mg/kg TS. Det framgår också av provtagningen att det bara är det översta lagret som är kontaminerat. Provet som är taget från 0.4 m 1 m innehåller till exempel bara 4.25 mg bly per kg TS. Grusvägen lär vara en mycket lite trafikerad väg. Men om det är en väg där man leker med bilar eller mopeder så kan det ge en betydande damning, vilket momentant under sådana aktiviteter skulle kunna ge en stor exponering. På en torr grusväg kan man lätt komma upp i dammnivåer som ligger runt det hygieniska gränsvärdet för inhalerbart damm, som är 10 mg/m 3. Koncentrationen av bly skulle då bli 0.025mg/m 3 (2460 mg/kg= 2.5 g/kg = 2.5 mg/g= 2.5 µg/mg => 10 mg/m 3 *2.5 µg/mg= 25µg/m 3 = mg/m 3 ), vilket motsvarar halva det hygieniska gränsvärdet (ett hygieniskt gränsvärde gäller dock exponering under en 8-timmars arbetsdag). Diskussion I den här typen av beräkningar gör man alltid flera antaganden som kan ifrågasättas. En stor del av materialet, och antaganden som vi har gjort är hämtade från en remissversion av en modell för hälsoriskbedömning av förorenade områden från Naturvårdsverket 33 Naturvårdsverkets modell är en generell modell. Vi har gjort en platsspecifik riskbedömning, vilket betyder att vissa antaganden kan avvika från de generella antaganden som används i Naturvårdsverksmodellen. När vi har gjort avvikande antaganden har vi tydligt beskrivit det i rapporten, och vi argumenterar också varför vi har gjort annorlunda antaganden. Man ska också vara klar över att det alltid finns inbyggda säkerhetsmarginaler mellan så kallade tolerabla värden, och de nivåer där man påvisats skadliga effekter. Storleken av sådana säkerhetsfaktorer (i grunden snarare en faktor som ska kompensera för den osäkerhet som finns) varierar, men är ofta 100, när det gäller exponering för den allmänna befolkningen. I arbetsmiljösammanhang är sådana faktorer oftast betydligt lägre. Det är känt att ju längre tid som föroreningar ligger i jorden desto hårdare binds de in i jordpartiklar och biotillgängligheten minskar 34 Man kan därför anta att de faktorer för biotillgänglighet som används snarast skulle kunna överskatta risken i ett åldrat förorenat område. Det torde gälla såväl för människor som för växter, men vi saknar data för att närmare kunna kvantifiera storleken av denna sannolika överskattning av risk. För det nu aktuella området är det ur human risksynpunkt framförallt exponeringen för bly och PAH som man i första hand måste beakta. För bly är den huvudsakliga riskgruppen barn som intar kontaminerad jord. I våra beräkningar baserade på medianhalten i området blir summan av intaget för barn under PTWI. Om man däremot baserar det på den en blir intaget betydligt högre än PTWI. Vi anser att medianhalten speglar den exponering som man kan förvänta sig om man vistas i hela området. I detta specifika fall fallet anser vi att den en i stället bör beaktas, eftersom ett av proverna som tagits på bostadshusets tomt har halter i nivå med den 90-%ilen. Det finns mycket stora variationer i uppskattningarna 33 Naturvårdsverket. Riktvärden för förorenad mark. Remissversion Alexander M. Aging, bioavailability, and overestimation of risk from environmental pollutions. Environ Sci Tech 34 (2000)

17 17 avseende hur mycket jord ett barn kan tänkas få i sig. Vissa barn har så kallat pica-beteende under en period i småbarnsåren, vilket betyder att de då kan få i sig betydligt mycket mer jord. Det skulle öka risken för förhöjda blyhalter. Vid ett mycket extremt pica-beteende, vilket i och för sig är sällsynt, finns även en risk för akut arsenikförgiftning. För PAH beror en förhöjd risk framförallt på om man har en långvarig exponering för kontaminerad jord på huden. Lång (livstids) hudexponering för jord beräknades ge en tydligt förhöjd risk att få hudcancer, 13 extra cancerfall per i jämförelse med lågrisknivån som är 1 extra cancerfall per Risken måste dock betraktas som mycket låg på individnivå. I vårt land är livstidsrisken för hudcancer omkring 3100 per För yrkesarbetande som befinner sig på området och inte genomför något praktiskt arbete med jorden kommer exponeringen och risken att vara försumbar. Slutsats Området måste betraktas som högt kontaminerat av framförallt bly och PAH, men även av arsenik, koppar och zink. Småbarn är en särskild riskgrupp vad gäller de höga halterna av bly och arsenik på området, eftersom de kan få i sig jord via hand-mun-aktiviteter, och de önskvärda säkerhetsmarginaler som bör finnas är klart reducerade. Vi anser inte heller att det är rekommendabelt att ha permanentbostäder på detta område med tanke på hälsoriskerna vid långtidsexponering för PAH. Risken är framförallt kopplad till hudexponering för PAH i jorden, och kan naturligtvis reduceras vid minimerad exponering för jord. Vi ser inga egentliga hinder för att bedriva näringsverksamhet på området, speciellt inte om det huvudsakligen är inomhusarbete. Exponeringen för jord måste för sådan verksamhet betraktas som mycket liten. Man måste dock informera näringsidkare om den riskbild som finns inom området vid eventuellt entreprenadarbete utomhus. Spridning av den kraftigt kontaminerade kisaskan som fyllnadsmaterial för vägar och eventuellt på andra platser inom området bör undersökas vidare. Det kan även gälla fler områden, också på andra sidan Nissan där det finns såväl rekreationsområden som bostäder. När kisaskan ligger på grusväg finns en betydande risk för uppdamning, vilket dels kan ge en direkt exponering, dels leder till en onödig vidarespridning av föroreningarna i omgivningen.