Åtgärdsutredning. Efterbehandling av Södra området. Uppdragsgivare: Styrelsen för BT Kemi Efterbehandling RAPPORT. BT Kemi Efterbehandling.

Transkript

1 RAPPORT 1(69) BT Kemi Efterbehandling Åtgärdsutredning Efterbehandling av Södra området Uppdragsgivare: Styrelsen för BT Kemi Efterbehandling

2 2(69) Sammanfattning I denna rapport identifieras och beskrivs tre tänkbara åtgärdsalternativ för efterbehandling av det södra BT Kemi-området samt två nollalternativ (alternativ N1 och N2). Utredningen ska tillsammans med övrigt underlag utgöra grund för värdering och slutligt val av åtgärdsalternativ. Utredningen bygger på underlag från de övriga delutredningar som ingår i huvudstudien för det södra området. I tabell A redovisas vilka alternativ som har identifierats och som föreslås ligga till grund för slutlig bedömning och värdering. Riskvärderingen görs i huvudstudierapporten till vilken denna utredning utgör underlagsrapport. De två nollalternativen har valts så att alternativ N1 innebär att inga åtgärder vidtas för skydd av människors hälsa eller miljön och att pumpning och behandling av dräneringsvatten från det norra området upphör, medan alternativ N2 i stort sett motsvarar dagens situation med pumpning och behandling av dräneringsvatten från det norra området och inhägnad av det södra området. De tre åtgärdsalternativen har identifierats genom ett stegvis urvalsförfarande. De är utformade så att spridningen av föroreningar från området reduceras med ca 80% för att tillgodose skyddet av Braån samt att området kan nyttjas som allmän platsmark, främst park- och naturområde utan risker för markmiljön och människors hälsa. För att tillgodose skyddet av människors hälsa och markmiljön är åtgärderna utformade så att de framtagna platsspecifika riktvärdena för hälsa och markmiljö underskrids i ytjorden (0 2 m djup) över hela området. Pumpning och behandling av dräneringsvatten från det norra området bedöms kunna avslutas efter en uppföljningsperiod om ca tre år efter det att åtgärderna har genomförts. Tabell A. Omfattning av respektive alternativ. Alternativ Primär åtgärd Kompletterande åtgärder N1 Ingen Inga Långtidsuppföljning. Nollalternativ N2 Pumpning och behandling inom det norra området. Vissa säkerhetsåtgärder inkl. inhägnad. Långtidsuppföljning. Urgrävning och externt omhändertagande av förorenade massor U4_T U5_T Urgrävning inom område A (0 4 m) + övriga områden. Termisk behandling. Urgrävning inom område A (0 6 m) + övriga områden. Termisk behandling. Övertäckning av området med minst 1 m ren jord. Säkring av markförlagda ledningar. Adm. skyddsåtgärder (markanvändningsrestriktioner). Inneslutning I2 Inneslutning av område A m.fl. med tätspont och tät övertäckning med skyddslager. Övertäckning av området med minst 1 m ren jord. Säkring av markförlagda ledningar. Adm. skyddsåtgärder (markanvändningsrestriktioner). Långtidsuppföljning. Område A, som omnämns i tabell A, omfattar två s.k. betsvämmor som var i bruk under tiden som produktion av betsaft bedrevs på platsen, och som därefter användes av BT Kemi för bl.a. behandling av processavloppsvatten från produktionen av bekämpningsmedel. Vid saneringen av BT Kemi-området i slutet av 1970-talet skedde hantering, sortering och förpackning av påträffade

3 3(69) kemikalier i svämmorna, varefter de fylldes med rivningsmassor. Störst föroreningsmängder (främst fenoxisyror, klorkresoler och klorfenoler) inom det södra området förekommer i och under betsvämmorna. Övriga områden omfattar framför allt delar där tidigare verkstadsbyggnader och BT Kemis fabriksbyggnad låg. I tabell B redovisas vilken effekt de olika alternativen beräknas medföra med avseende på riskreduktion, kostnad och tid. Nuvärdeskostnaden baseras på en kalkylränta om 1% samt drift- och underhållsperioder enligt tabellen. Tabell B. Nyckeltal för respektive alternativ. Alternativ N1 N2 U4_T U5_T I2 Reduktion av föroreningsmängd % 0 0 ca 65 ca 80 0 Reduktion av läckaget från Södra området Utsläpp av föroreningar i Braån inkl. Norra området % 0 0 ca 80 ca 80 ca 80 kg/år ca 9 ca 4 ca 6 ca 6 ca 6 Entreprenadtid mån Drift och underhåll Typ* K P/K P/K P/K P/U/K Tid (år) 50 50/50 3/6 3/6 3/50/50 Investering (Mkr), inkl. 12,5% oförutsett 0,2 8,1 136,8 171,3 84,4 Nuvärde D&U (Mkr) 11,8 43,1 4,1 4,1 37,6 Tot. nuvärdeskostnad (Mkr), avrundat * P = Pumpning och behandling av vatten, inkl. underhåll, U = Underhåll av barriärer; K = Miljökontroll. I de två urgrävningsalternativen förutsätts att de förorenade massorna behandlas genom termisk desorption vid mobil anläggning inom regionen och att de behandlade massor därefter kan transporteras tillbaka och återläggas inom de sanerade områdena. En alternativ form av omhändertagande är sannolikt deponering, men deponeringsmöjligheterna bedöms vara begränsade till ett fåtal platser i landet. Preliminära bedömningar av kostnaderna för termisk behandling och deponering visar att deponering sannolikt utgör ett billigare alternativ, men att de totala investeringskostnaderna skiljer sig endast marginellt (i storleksordningen 5%). Eftersom möjligheterna för såväl behandling som deponering och kostnadsbilden för olika former av omhändertagande är osäker, rekommenderas att möjligheter hålls öppna i kommande entreprenadupphandling för alternativa former för omhändertagande.

4 4(69) Innehåll 1 Inledning Orientering Syfte Underlag Arbetsmetodik Arbetsgrupp Övergripande åtgärdsmål Behov av riskreduktion och riskreducerande åtgärder 9 4 Tidigare verksamheter och anläggningar Betsaftfabriken BT Kemi Efter BT Kemi Avloppsreningsverk Befintliga anläggningskonstruktioner Betsvämmor och betkulvert Betsvämma 1 och Betsvämma Betsvämma Betkulverten Betrännor Ledningar och brunnar Övrigt Fördelning av föroreningar inom olika delområden Områdesindelning Saneringssimulator Fördelning av föroreningsmängden Fördelning av volymer som generar störst spridning Föroreningar i ytjorden Åtgärdskategorier Översikt Övergripande bedömning Åtgärdsmetoder Administrativa skyddsåtgärder Tekniska skyddsåtgärder Proppning och tätning av ledningar Skyddstäckning Långtidsuppföljning Inneslutning Mängdreduktion Urgrävning och behandling eller deponering ex situ Behandling in situ Sammanfattning... 38

5 5(69) 9 Alternativ omfattning och utförande Urgrävningsalternativ Alternativa former för omhändertaganden Inneslutningsalternativ Uppsamling och behandling av grundvatten och länshållningsvatten Behov Vattenmängder Uppsamlingssystem Behandlingssystem Utsläppspunkt Drifttider och vattenmängder Åtgärdsalternativ Inledning Sammanställning över alternativen Förutsättningar och antaganden Mängder och behandling av förorenade massor Vattenbehandling Omkostnader och oförutsedda kostnader Alternativ N1 Inga åtgärder Förutsättningar och omfattning Tid för efterbehandling Drift- och underhållsbehov Kostnader Osäkerheter och risker Alternativ N2 Fortsatt pumpning m.m Förutsättningar och omfattning Tid för efterbehandling Drift- och underhållsbehov Kostnader Osäkerheter och risker Alternativ U4_T Urgrävning och termisk behandling Förutsättningar och omfattning Aktiviteter Omhändertagande av förorenade massor Tid för genomförande Drift- och underhållsbehov Mängder och kostnader Osäkerheter och projektrisker Alternativ U5_T Urgrävning och termisk behandling Förutsättningar och omfattning Aktiviteter Omhändertagande av förorenade massor Tid för genomförande Drift- och underhållsbehov Mängder och kostnader Osäkerheter och projektrisker... 57

6 6(69) 11.8 Alternativ I2 Fysisk inneslutning Förutsättningar och omfattning Aktiviteter Tid för efterbehandling Drift- och underhållsbehov Mängder och kostnader Osäkerheter och projektrisker Jämförelse av alternativen Genomförandetider Kostnader Förutsättningar Kostnadssammanställning Riskreduktion Alternativ N Alternativ N Alternativ U4_T Alternativ U5_T Alternativ I Påverkan på det undre grundvattenmagasinet i jordlagren Referenser Litteratur Webb... 69

7 7(69) 1 Inledning 1.1 Orientering I föreliggande rapport beskrivs olika åtgärdsstrategier och -metoder för att åstadkomma en godtagbar riskreduktion inom det södra BT Kemi-området. Utgångspunkt för utredningen är det övergripande målet för områdets framtida användning och den uppdaterade riskbedömning som har genomförts för BT Kemi-området (Kemakta, 2016). Identifieringen av åtgärdsalternativ sker genom ett stegvis förfarande. Med utgångspunkt från gjorda val och bedömningar identifieras några åtgärdsalternativ, som bedöms vara tänkbara. Slutligen beskrivs åtgärdsalternativen med avseende på tekniskt utförande, genomförandetider, störningar och kostnader samt den riskreduktion som bedöms kunna uppnås. Riskreduktionen bedöms i jämförelse mot två nollalternativ. Värdering och val alternativ görs i huvudstudierapporten till vilken denna åtgärdsutredning utgör underlagsrapport. 1.2 Syfte Syftet med åtgärdsutredningen är att identifiera tänkbara åtgärdsalternativ för efterbehandling av det södra BT Kemi-området. Utredningen ska tillsammans med övrigt underlag (övriga bilagda handlingar) utgöra grund för värdering och val av åtgärdsalternativ. 1.3 Underlag Föreliggande rapport utgör en omarbetad version av tidigare åtgärdsutredning daterad , rev (Sweco, 2011a). Underlaget omfattar i övrigt handlingar som har tagits fram som ett led i arbetet med uppdatering av huvudstudien, vilka baseras på såväl äldre som nytillkommet utredningsmaterial. Vidare beaktas erfarenheter och resultat från saneringen av det norra BT Kemiområdet (Sweco, 2011b) samt från test- och delsaneringar som har utförts inom det södra området (Sweco, 2009). Kontroll av kostnadsnivåer har utförts främst mot erfarenheter från sanering av norra området, men även från tidigare utförda saneringsentreprenader. 1.4 Arbetsmetodik Åtgärdsalternativen, som redovisas i rapporten, har tagits fram genom ett stegvis förfarande. I ett första steg belyses vilka kategorier av åtgärder som är tillämpbara i det aktuella fallet. Därefter identifieras metoder inom valda kategorier som bedöms genomförbara, främst i tekniskt avseende. Tänkbara metoder bildar slutligen underlag för alternativ, som läggs till grund för värdering och val av alternativ (riskvärdering). Urvalsprocessen utgår från: Projektets övergripande mål Behovet av riskreduktion Platsspecifika förhållanden, såsom jordlager- och vattenförhållanden, föroreningsförhållanden och områdets infrastruktur De kriterier som ligger till grund för urvalsprocessen är att valda metoder och åtgärdsalternativ (som kan omfatta flera metoder) ska: Uppfylla de övergripande målen för projektet Ge godtagbar riskreduktion i såväl kortare som längre tidsperspektiv Bygga på beprövad och tillgänglig teknik

8 8(69) Tekniskt genomförbara Två nollalternativ används som jämförelse- och värderingsgrund vid det slutliga valet av åtgärdsalternativ (riskvärderingen). För att beräkna effekten av olika åtgärder har en Excelbaserad saneringssimulator utvecklats, med vilken reduktion av föroreningsmängd och -spridning kan kvantifieras. Simulatorn beskrivs närmare i kapitel 6.2. Kostnadskalkyler har utförts i programvaran MAP Kalkyl. Den använda versionen är anläggningsbaserad och uppbyggd på AMA-koder. I programmet finns snittpriser från anläggningsbranschen i hela Sverige, vilka regelbundet uppdateras, men möjligheter finns att anpassa priserna efter lokala förhållanden. Efter val av t.ex. ett schaktalternativ anger programmet resursbehoven, såsom storlek på maskin, skopvolym, schaktkapacitet för aktuell maskin, transportmedel (dumper, lastbil etc.), kapacitet för dessa, yrkesarbetare etc. 1.5 Arbetsgrupp Åtgärdsutredningen har utförts av Lars Bevmo och Peter Englöv, som ingår som rådgivare i projektgruppen för BT Kemi Efterbehandling vid Svalövs kommun, med stöd av Mark Elert, Kemakta Konsult samt Mats Jönsson och Roger Weische, ÅF Infrastructure. Kemakta har bidragit med underlag rörande föroreningsförhållanden samt bedömning av behovet av riskreduktion och vilken riskreduktion som uppnås med identifierade åtgärdsalternativ. ÅF har bidragit med entreprenadtekniskt kunnande och kostnadskalkyler. Styrelsen för BT Kemi Efterbehandling, Länsstyrelsen i Skåne län och Naturvårdsverket har underhand informerats om arbetet. 2 Övergripande åtgärdsmål Projektet har ett antal övergripande mål för sitt arbete. Dessa fastställdes första gången 2002 i den ursprungliga överenskommelsen mellan kommunen och Naturvårdsverket inför huvudstudien för BT Kemi-området. En justering av målen för det södra området gjordes inför Etapp 1 och ytterligare en vid slutförandet av denna huvudstudie. Förändringarna finns beskrivna i huvudstudierapporten till vilket denna åtgärdsutredning utgör underlagsrapport. De nu gällande målen för arbetet med det södra området är som följer: Området skall efterbehandlas på ett sådant sätt att det efter efterbehandling inte utgör någon risk för omgivningen och kan användas på ett ändamålsenligt sätt. Markområdet skall efter genomförd efterbehandling användas till allmän platsmark, främst park- eller naturområde. Lakvattenpumpning till Landskrona ska upphöra efter genomförd efterbehandling och återställning. Efterbehandlingen m.m. skall vara ett föredöme för framtida projekt. Ett viktigt delmål i projektet är att bilden av och attityderna till orten Teckomatorp skall förändras på ett sådant sätt att orten inte längre är belastad av BT Kemi. Utgångspunkten för identifiering av åtgärdsalternativ är främst de tre förstnämnda målen, som fokuserar på framtida markanvändning och den riskreduktion som eftersträvas. För kommunen och dess innevånare är det sistnämnda målet av största betydelse, vilket beaktas vid värderingen av olika åtgärdsalternativ.

9 9(69) 3 Behov av riskreduktion och riskreducerande åtgärder I riskbedömningsrapporten (Kemakta, 2016) konstateras sammanfattningsvis att det finns ett stort behov av att reducera spridningen från området och då framför allt från de övre jordlagren vid de stora betsvämmorna samt de områden som ligger norr och öster om dem. För att uppnå en sammantaget godtagbar situation när pumpningen på det norra området upphör bör spridningen från det södra området reduceras med 75 80%. När det gäller hälso- och markmiljörisker visar jämförelsen med de platsspecifika riktvärdena att det finns ett behov av åtgärder även för att reducera risken för hälsoeffekter och påverkan på markmiljön. De berörda områdena sammanfaller i stort med de som kräver åtgärder för att reducera spridningen. Det finns dock också ett behov av att säkerställa en god ekologisk funktion i ytjorden även i de delar av området som inte kommer att beröras av åtgärder för att reducera spridning eller minska hälsorisker. Målet bör vara att åtgärderna medför att de platsspecifika riktvärdena underskrids. Ovan nämnda mål vad gäller reduktion av föroreningsspridningen samt reduktion av hälso- och markmiljörisker utgör styrande kriterier i den urvalsprocess som redovisas nedan. 4 Tidigare verksamheter och anläggningar 4.1 Betsaftfabriken BT Kemi etablerade sin verksamhet i en nedlagd saftstation, som uppfördes 1894 av Skånska Sockerfabriks Aktiebolaget för framställning av betsaft för Säbyholms sockerbruk i Landskrona. Betsaften leddes via en 18 km lång markförlagd ledning från Teckomatorp till Landskrona. En kortfattad beskrivning av anläggningen redovisas i en inventering av industriminnen inom Svalövs kommun utförd av Andersson (1978) och i en studie av sockerindustrins historia och arkitektur (Darphin, 1993). En situationsplan från den förstnämnda inventeringen redovisas i figur 1. Under årens lopp skedde omfattande till- och ombyggnader av anläggningen, framför allt under andra halvan av 1940-talet. Saftledningen ersattes med en ny under Betsvämmorna byggdes om under 1952 och utfördes då i betong i stället för tegel. Saftstationen lades ned 1962 och byggnaderna stod tomma under två år tills Bönnelycke & Thuröe AB köpte anläggningen och startade tillverkningen av bekämpningsmedel. Saftstationen nyttjade området norr om järnvägen (det norra BT Kemi-området) för behandling av avloppsvatten och hade för detta ändamål anlagt dammar för avskiljning av sedimenterbara partiklar innan vattnet släpptes ut i Braån. Dessa dammar byggdes senare om och utvidgades för BT Kemis processvattenbehandling. Vid saftfabriken uppstod stora mängder slam och jord vid tvättning av sockerbetor, som lades upp framför allt öster och nordost om det norra området. Massorna hade högt innehåll av organiskt material, men de innehöll inte miljöfarliga ämnen. Massor från dessa upplag nyttjades för gestaltning av det norra området efter saneringen

10 10(69) Figur 1. Betsaftstationen vid Teckomatorp (Andersson, 1978). Observera att en del av byggnaderna uppfördes efter sockerbrukets nedläggning BT Kemi Efter det att Bönnelyche & Thuröe AB hade förvärvat den nedlagda saftstationen 1964, genomfördes olika ombyggnader och anpassningar av anläggningen för företagets produktion, men huvuddelen av anläggningskonstruktionerna från saftfabriken behölls (t.ex. betsvämmorna och betbryggan) och nyttjades för olika ändamål i den nya verksamheten. I figur 2 redovisas en situationsplan över BT Kemis fabriksanläggningar. En beskrivning av BT Kemis verksamhet redovisas i tidigare huvudstudie (Sweco, 2004).

11 11(69) Figur 2. Situationsplan över BT Kemis fabriksanläggningar. I samband med saneringen av BT Kemi-området i slutet av 1970-talet demonterades och revs följande: fabriksbyggnaden (Byggnad 6 enligt figur 2) inkl. skorstenen, pulverlager (7), våghus (11), lager för Överstyrelsen för ekonomiskt försvar (12), tankgård (13), oljecistern (14) och betbryggan. Följande byggnader behölls: Klorlager (1), färdigvarulager (2), emballagelager (3), tapplokal (4), formuleringsbyggnad (5), pulverlager (8), smedja (9) och diverselager (10). Vidare kvarlämnades kulvertar, betrännor och betsvämmor samt merparten av markförlagda ledningar, i vissa fall efter proppning. Rivningsmassorna (betongstycken) från betbryggan och övre delen av betsvämmorna användes som återfyllnad av betsvämmorna tillsammans med ren jord, medan huvuddelen av övriga rivningsmassor (främst betong och tegel) deponerades inom norra området. 4.3 Efter BT Kemi Under 1980-talet, efter det att saneringen av BT Kemi-området var genomförd, övertogs området av Svalövs kommun enligt önskemål och med finansiering från dåvarande Jordbruksdepartementet. Då området förklarades rent efter de genomförda saneringsåtgärderna och kommunen lät avstycka och sälja fastigheter inom det södra området där det efterhand etablerades olika verksamheter i kvarlämnade byggnader, tabell 1. Underhand skedde om- och tillbyggnader. Tabell 1. Verksamheter i byggnader som kvarlämnades efter saneringen av BT Kemi-området i slutet av 1970-talet. Byggnad enligt figur 2 Senare verksamhet 1 Kontor och lager av material för mark- och anläggningsarbeten 2 och 3 Bilskrot och -verkstad 4 och 5 Mekanisk verkstad med kontor och lager 8 Lager och kontor för bl.a. entreprenadföretag (taktäckare). I del av byggnaden fanns även under en period vattenreningsutrustning (aktivt kol) för behandling av dräneringsvatten från det norra området. 9 Hobbyverkstad för bilar 10 Hobbyverkstad för bilar

12 12(69) Den enskilt största verksamheten som bedrevs inom området var Lans Mekaniska Verkstad, som etablerades Verkstaden byggdes efterhand ut kring BT Kemi-byggnaderna 4 och 5 och kom slutligen att omfatta fem sammanbyggda enheter enligt figur 3 med en total byggnadsyta om ca m 2. De tidigare byggnaderna 4 och 5 är senare benämnda Byggnad 5 resp. Byggnad 3. Byggnad 1, 2 och 4 enligt figur 3 uppfördes senare. Figur 3. F.d. Lans Mekaniska Verkstad. Röda linjer anger fastighetsgränser. Samtliga ovan nämnda byggnader revs under våren 2013 som ett förberedande steg i efterbehandlingen av området. Bottenplattorna kvarlämnades dock i avvaktan på kommande marksanering. För närvarande pågår ingen annan verksamhet inom området än förberedelser för efterbehandling. Under 2008 anlades som ett led i då planerade saneringsarbeten inom det södra området en sorteringshall och en öppen sorteringsyta inom området, figur 4. Figur 4. Sorteringshallen och sorteringsytan. Röda linjer anger fastighetsgränser.

13 13(69) Hallen, som omfattar en byggnadsyta om ca m 2, är grundlagd på plintar och består av en plåtklädd stålstomme. Golvet består av asfaltbeläggning. Den intilliggande sorteringsytan, som är belagd med asfalt, omfattar en yta om ca m 2. Sorteringshallen utgör den enda kvarvarande byggnaden inom det södra området. 4.4 Avloppsreningsverk Ca 300 m väster om det södra området låg tidigare Teckomatorps avloppsreningsverk. Inledningsvis skedde behandling i två seriekopplade biologiska dammar. Verket byggdes ut i slutet av 1960-talet med en aktiv slamanläggning med efterpolering i dammarna. Reningsverket lades ned i slutet av 1970-talet, när Teckomatorp och Billeberga anslöts till avloppsreningsverket i Landskrona. Överföring sker via en pumpstation placerad vid det gamla reningsverket. Dammarna, som fortfarande finns kvar, nyttjas som bräddvattenmagasin vid höga flöden. 5 Befintliga anläggningskonstruktioner Inom det södra området finns en rad kvarlämnade anläggningskonstruktioner som på olika sätt kan påverka efterbehandlingsåtgärder. I detta kapitel beskrivs översiktligt några av dessa konstruktioner som kan behöva beaktas eller som direkt kan komma att beröras av efterbehandlingsåtgärder. De testsaneringar som utfördes av bl.a. betsvämmorna och som omnämns nedan utfördes under vintern Testsaneringarna redovisas i en rapport upprättad av Sweco (2009) tillsammans med fotodokumentation. 5.1 Betsvämmor och betkulvert Inom området finns fyra betsvämmor, som alla härstammar från den gamla saftfabriken. Vidare finns en delvis riven betkulvert som förbinder betsvämmorna. Läget för betsvämmorna och betkulverten framgår av figur 5. Tidigare fanns fem parallella betsvämmor, vilket framgår av flygfoton från Lägena för de tre sydliga sammanfaller med lägena för betsvämma 1 3. Något år efter 1939 ersattes de två nordliga betsvämmorna närmast järnvägen med betsvämma 4 avsedd för mottagning av betor från ett stickspår. De två sydligaste betsvämmorna (1 och 2) ersattes under 1952 av två djupare svämmor utförda i betong. Figur 5. Lokalisering av betsvämmorna och betkulverten.

14 14(69) Betsvämma 1 och 2 Betsvämma 1 och 2 är de två sydligaste och största svämmorna. De är delvis förlagda under Bangatan. Ritningar över svämmorna har inte gått att få fram, men en tvärsektion har upprättats baserad på inmätningar utförda i samband med testsaneringarna, figur 6. Skissen är därför något osäker. Svämmornas längd uppskattas till ca 150 m. Konstruktionen är uppförd i betong och innefattar även ett antal mellanväggar som delar av svämmorna i sektioner. Delar av botten avjämnades i efterhand genom pågjutning av ett mellanbjälklag. Svämmorna användes av BT Kemi för bl.a. behandling av processavloppsvatten från produktionen av bekämpningsmedel. Vid sanering av fabriken under slutet av 1970-talet skedde hantering, sortering och förpackning av påträffade kemikalier i svämmorna. I slutskedet av saneringen av BT Kemi revs en s.k. betbrygga i betong som var placerad över betsvämmorna. Rivningsmassorna användes som utfyllnad i svämmorna. Likaså revs uppstickande delar av svämmorna så att resterande delar av konstruktionen kom helt under mark. Figur 6. Principsektion av betsvämma 1och 2 (enligt Ulf Evertsson, BT Kemi Efterbehandling). Vid ovan nämnda testsaneringar frilades betsvämmorna, särskilt den södra (1), på några ställen och konstruktionen höggs upp, figur 7. Fyllningen i svämmorna visade sig bestå av förutom betong också stora mängder armeringsjärn samt sand och grus. Även skadade plåttunnor med svarta, kraftigt luktande massor, troligen rester av aktivt kol från reningsprocessen, påträffades. På flera ställen under den södra svämman påträffades olika betongkonstruktioner, bl.a. delar av en kulvert på 3 4 m djup under markytan Svämmorna är delvis vattenfyllda. Provtagning av jord och grundvatten i, under och vid sidan om de två betsvämmorna visar ställvis mycket hög påverkan av föroreningar. Tydlig påverkan har observerats ner till ca 10 m djup under markytan. Även betongen är påverkad av föroreningar. Förutom de typiska BT Kemi-föroreningarna påvisades ställvis höga halter av xylen i länshållningsvatten i samband med testsaneringarna.

15 15(69) Figur 7. Testsanering i den södra betsvämman (område D6) Betsvämma 3 Parallellt med och norr om betsvämma 2 löper en tredje, äldre svämma, som var igenfylld redan innan BT Kemi etablerades på platsen (detta framgår av flygbild från 1963). Den är ungefär lika lång som de två sydligare svämmorna, d.v.s. ca 150 m. Drygt halva svämman är förlagd under tidigare byggnader, men det är oklart i vilken omfattning den revs innan den byggdes över. Svämmans konstruktion är snarlik de nyare svämmorna, men bredden är mindre (ca 4 m). Dess djup är ca 2,5 m med en bottenränna i mitten på ca 3,5 m djup under markytan. Svämman är endast ställvis undersökt. En provgrop, som är utförd ungefär mitt på svämman, visade att den där är fylld med sand, grus och sten med inblandning av kalk, figur 8. Då svämman var igenfylld redan när BT Kemi etablerades bedöms fyllningen i svämman och jordlagren under densamma vara endast måttligt förorenade. Denna bedömning gäller dock inte för den del av svämman som är belägen under Byggnad 5 inom f.d. Lans Mekaniska Verkstad (figur 3).

16 16(69) Figur 8. Provgrop nedförd under betsvämma Betsvämma 4 Betsvämma 4, som är belägen vid det nordvästra hörnet av f.d. Lans Mekaniska Verkstad är sammanbunden med den betkulvert som beskrivs i kapitel Svämman framgår tydligt i flygbilder från 1963, men är svårare att urskilja i senare flygbilder, vilket innebär att den sannolikt fylldes igen under BT Kemitiden. Svämman är ca 4 m bred, ca 10 m lång och 2,8 m djup, och är utförd i betong. Den är delvis belägen under verkstadsbyggnaden. Svämman har undersökts genom provgropsgrävningar, figur 9. Dessa har visat att fyllnadsmassorna i svämman är förorenade av bl.a. fenoxisyror. Den mest omfattande föroreningen upptäcktes dock efter det att svämmans botten hade brutits upp i form av kraftigt kreosotluktande oljeaktiga massor. Föroreningen kunde inte avgränsas, men observationer tydde på att föroreningen följer en ledningsgrav eller liknade konstruktion i svämmans längdriktning, medan spridningen vinkelrätt mot densamma bedöms vara mycket begränsad. Analyserna visade att massorna innehåller kreosot, men även fenoxisyror. Förekomst av kreosot i motsvarande omfattning har inte påvisats på andra platser inom området. Ca 150 m 3 kreosotförorenade massor omhändertogs vid grävningen, figur 9. Någon fullständig sanering kunde inte genomföras med hänsyn till den intilliggande byggnadens stabilitet och pågående verksamhet.

17 17(69) Figur 9. Sanering av betsvämma 4. Kreosotförorenade massor och stålkonstruktioner tas bort under svämmans botten, Betkulverten Betkulverten, som har en total längd på ca 70 m, är en betongkonstruktion förlagd helt under mark. Den löper från de östra ändarna av betsvämmorna 1 och 2 in under östra delen av f.d. Lans Mekaniska Verkstad och förbinder därifrån också betsvämma 4 genom en kulvert under verkstadsgolvet. Under sockerbrukstiden vidgades betkulverten i en bassäng belägen under verkstadsgolvet. Från denna uppfordrades betorna till fabriken. Taket på kulvertsträckan från betsvämmorna 1 och 2 till bassängen ligger cirka 2 m under nuvarande marknivå. Själva kulverten är cirka 2 m hög och 1 m bred. Betkulvertens norra del, vilken är ansluten till betsvämma 4, ligger betydligt grundare och är till formatet mindre än den södra delen. Enligt äldre ritningar fanns tre nedstigningsbrunnar i betkulverten. Kulverten är igenfylld med sand, och delvis fylld med vatten. Provgropsgrävningar har utförts på ett par ställen längs betkulverten. I en provgrop utförd strax söder om Byggnad 4 kunde konstateras att betkulverten under själva Bangatan är uppriven, och att området är igenfyllt med sand och grus, figur 10. Föroreningar påträffades i betkulverten vid saneringen i slutet av 1970-talet, och i mitten av 1980-talet påvisades föroreningar i golvkonstruktionen i Byggnad 3 (figur 3) ovanför kulverten. Senare undersökningar har visat att föroreningar finns kvar i betkulverten, men det är osäkert i vilken omfattning på grund av provtagningssvårigheter. Bl.a. visar analyser av vattenprov som har tagits i kulverten att det är tydligt påverkat av bl.a. fenoxisyror och klorfenoler. Även höga halter av xylen har påvisats i den ovan nämnda nedstigningsbrunnen utanför f.d. Lans Mekaniska Verkstad. Som nämnts ovan (kapitel 5.1.3) är området kring kulvertens nordvästra mynning vid betsvämma 4 kraftigt förorenat, bl. a. med kreosot. Kreosotföroreningarna tycks dock förekomma i jordlagren under kulvertens botten, och inte i själva kulverten.

18 18(69) Figur 10. Provgrop inom riven del av betkulverten. I schaktväggen skymtar en murad nedstigningsbrunn i kvarlämnad del av kulverten strax utanför tidigare Verkstad. Ledningen till höger är sannolikt en kvarlämnad spolvattenledning till svämmorna. 5.2 Betrännor Inom området direkt söder om betsvämmorna finns ett äldre system av betrännor byggda från början av tegel, men sedan ombyggda med betong. Betrännorna är cirka 50 m långa och omkring 20 till antal. Läget framgår av figur 11. Figur 11. Plan över betrännesystemet söder om betsvämmorna (IVL, 1978).

19 19(69) Rännorna är ca 0,5 m breda och ca 0,7 m djupa, figur 12. De är fyllda med jord och delvis med kalk samt övertäckta med ca 0,5 m jord. De upptar en yta om ca m 2. Betrännorna har varit förbundna med betkulverten. Området där betrännorna är lokaliserade har undersökts tämligen noggrant och har delvis sanerats. Figur 12. Framgrävda betrännor, Ledningar och brunnar Området innehåller ett stort antal ledningar och brunnar, som varit i drift under betsaftproduktion och/eller under BT Kemi tiden. Ledningarnas kondition är inte känd. Vidare finns vatten-, spillvatten- och dagvattenledningar, som är i bruk. Dessa kan delvis utgöras av äldre ledningar, men huvuddelen har anlagts efter BT Kemi-perioden. IVL upprättade under 1978 en ledningskarta över BT Kemi-området baserad på befintligt ritningsunderlag och en inventering. Ett utdrag av ledningskartan redovisas i figur 13. Som framgår av ledningskartan finns förutom ledningar som fungerat som interna ledningar inom BT Kemi-området också flera ledningar med extern anslutning. Som exempel kan nämnas den kommunala spillvattenledningen, som fortfarande är i bruk och som korsar den södra delen av BT Kemi-området. Vidare kan nämnas de tidigare ledningarna från Saxån och Braån för försörjning av vatten till saftfabriken, som mynnar i en brunn benämnd 28, strax norr om den tidigare fabriksbyggnaden. Ytterligare ledningar som kan omnämnas är Säbyholmsledningarna som användes för överledning av betsaft till Säbyholms sockerbruk. Ledningarna löper parallellt med och strax söder om betsvämma 1. Saxå- och Braåledningarna samt Säbyholmsledningarna har inte längre någon funktion inom området. Längre nedströms nyttjas dock Säbyholmsledningen för överföring av spillvatten från pumpstationen vid f.d. reningsverket i Teckomatorp till Landskrona.

20 20(69) Figur 13. Utdrag ur ledningskarta upprättad av IVL (1978). Rutornas längd är 50 m. Vid saneringen i slutet på 1970-talet spolades ledningar och brunnar tömdes på slam. En del ledningar proppades. Utöver de ledningar och brunnar som redovisas i figur 13 anordnades under 1979 och 1980 åtta s.k. sänkbrunnar på olika ställen inom området som användes för uppsamling och behandling av förorenat grundvatten. Vattnet leddes i plastledningar till en samlingsbrunn belägen i närheten av den ovan nämnda brunnen 28. I mitten av 1980-talet upphörde uttaget av grundvatten ur samtliga brunnar utom en belägen intill Byggnad 9 enligt figur 2 (av IVL benämnd brunn

21 21(69) nr 8), som därefter användes för torrläggning av byggnadens källare och inte för sanering. Förutom den ovan nämnda brunn nr 8, har ytterligare två lokaliserats (nr 3, belägen inom betrännorna och nr 5 belägen i Bangatan rakt söder om den östra fasaden på f.d. Lans Mekaniska Verkstad). Brunn 3 fylldes igen i samband med testsaneringar under Övriga sänkbrunnarna kan möjligtvis också vara sandfyllda. Det är dock känt att ledningarna har lämnats kvar. Under arbetet med provgrävningarna upptäcktes flera rörledningar som inte finns med i den dokumentation som insamlats under projektets gång. Det var allt ifrån hela rör till rörstumpar av olika material. Förekomsten av många gamla ledningar i marken är förklarlig med tanke på att fabriken började byggas för mer än hundra år sedan, och att fabriksområdet har genomgått stora förändringar fram till dess att BT Kemi lades ner. Även om vissa av de gamla ledningarna är proppade kan de tillsammans med eventuell kringfyllning fungera som möjliga spridningsvägar för vatten i marken. Av figur 14 framgår spillvatten- och dagvattenledningar inom och i anslutning till det södra området. Figur 14. Spillvatten- och dagvattenledningar inom och i anslutning till det södra området. Dag- och spillvattenledningarna som löper från f.d. Lans Mekaniska Verkstad fram till anslutningarna till de kommunala ledningarna är gjorda av betong i dimension 225 mm. Dagvattenledningen ligger som djupast ca 2 m under markytan och ca 0,4 m under grundvattenytan. Spillvattenledningen ligger ca 0,4 m under dagvattenledningen. Vid filmning av ledningarna har konstaterats att de ställvis har otillräcklig lutning, med ansamling av slam och stillastående vatten som följd. På flera ställen har mindre sprickor och längdförskjutningar samt inläckage noterats (Ramböll, 2015). Otäta ledningar och brunnar samt ledningsgravar kan således utgöra möjliga spridningsvägar för förorenat vatten. IVL (1978) konstaterade att utläckage från Saxåledningen hade skett till den kommunala spillvattenledningen. Vidare framhöll man att utläckage till den kommunala dagvattenledningen inte kunde noteras, men att viss risk för läckage inte kunde uteslutas då Saxåledningen grävdes av när den kommunala dagvattenledningen anlades Såväl äldre som nyare ledningar, som är i bruk, är förlagda inom områden med dokumenterat höga halter av föroreningar i såväl jord som grundvatten, särskilt i anslutning till betsvämma 1 och 2. Provtagning har visat att föroreningar sprids i

22 22(69) spill- och dagvattenledningarna från BT Kemi-området, Någon omfattande spridning har inte påvisats, men det bör framhållas att provtagning utförts vid endast enstaka tillfällen. 5.4 Övrigt Utöver vad som omnämns ovan finns det troligen rester kvar av grundläggningen för den gamla fabriken och andra byggnader samt olika anläggningsdelar kvar under mark. Saftfabriken hade, för att möjliggöra mottagning av betor med järnväg anlagt stickspår från järnvägen Helsingborg Lund. Dessa stickspår fanns kvar även under BT Kemi-perioden. De framgår av ledningskartan i figur 13. Spåren har rivits, men slipers kan finnas kvar. Sådana har påträffats vid grävarbeten i närheten av f.d. Lans Mekaniska Verkstad och inom f.d. bilskrotsområdet. 6 Fördelning av föroreningar inom olika delområden 6.1 Områdesindelning Som underlag för riskbedömning och åtgärdsutredning har en indelning gjorts av det södra området i sammanlagt 19 delområden av varierande storlek, figur 15. Indelningen är gjord dels efter påvisad förekomst av föroreningar, dels efter den tidigare disponeringen (främst BT Kemis) av området i verksamheter, byggnader och anläggningar. För varje område har dessutom en indelning av jordlagren gjorts i 1 m mäktiga lagerenheter ner till 12 m djup. För varje lager har föroreningsinnehållet beräknats på basis av analyser av jordprov. Figur 15. Delområden. Kvarvarande föroreningar finns i jordlager och undermarkskonstruktioner av betong och då främst inom de områden som BT Kemi nyttjade för produktion och lagring av bekämpningsmedel samt för behandling av processvatten, såsom: Område A, som omfattar de stora betsvämmorna (1 och 2 enligt figur 5). Utförda undersökningar visar att såväl kvarlämnad betong som jordlagren under betsvämmorna är kraftigt påverkade av föroreningar.

23 23(69) Större delen av föroreningsmängden inom det södra området finns inom område A. Område B, som omfattar Byggnad 5 (figur 3), där omfattande föroreningar har påträffats under bottenplattan, men även i den numera rivna byggnaden i övrigt, vilket var ett starkt vägande skäl till att rivning och utflyttning från lokalerna bedömdes vara nödvändig. Område D, som omfattar betkulverten under tidigare byggnader (figur 5), där undersökningar har visat att föroreningar finns kvar, men det är osäkert i vilken omfattning på grund av provtagningssvårigheter. Område F, som utgör den mindre betsvämman (4 enligt figur 5) vid tidigare järnvägsspår, där omfattande föroreningar har påträffats. Område I och K är läget för den tidigare betsaftstationen, och därefter BT Kemis produktionslokaler (figur 2), som revs och sanerades i slutet av 1970-talet, och där föroreningar senare har påträffats på djupet. Område M1, som är ett litet delområde i betränneområdet, där föroreningar påträffades vid provgropsgrävning i samband med grundläggning av den befintliga lagerbyggnaden (figur 4). Avsikten var att behandla dessa massor tillsammans med massor från det norra området, men mängden jord blev så stor att den inte rymdes i aktuell båtlast. I samråd med länsstyrelsen återlades den förorenade jorden i schakten. 6.2 Saneringssimulator För simulering av olika saneringsalternativ har Kemakta Konsult utvecklat en Excelbaserad saneringssimulator. Programmet bygger på områdesindelningen enligt figur 15. Varje område har i djupled delats in i 12 lager med 1 m mäktighet (moduler) med utgångspunkt från medelmarkytan inom varje delområde. Området är således indelat i 228 moduler med starkt skiftande volymer, från 84 m 3 till ca m 3. För varje modul har medel- och maxhalter i jord för fenoxisyror, klorkresoler, klorfenoler och dinoseb beräknats. Med stöd av dessa värden har sedan föroreningsmängder och riskkvoter beräknats. Spridningen som varje modul ger upphov till beräknas med utgångspunkt från antagna fördelningsfaktorer (Kd-värden), medelhalterna för respektive ämnesgrupp i jord och ett antaget vattenflöde genom volymen. Vattenflödet i tre översta 1-metersmodulerna (det övre grundvattenmagasinet i jordlagren) bygger på en antagen infiltration av nederbörd på 0,27 m 3 /m 2,år (270 mm/år). I den övre barriären, som skiljer det övre grundvattenmagasinet från det undre i jordlagren, beräknas flödet utifrån en perkolation på 0,01 m 3 /m 2,år. I den undre barriären, som skiljer det undre magasinet i jordlagren från det i berggrunden, beräknas vattenflödet från en perkolation på 0,001 m 3 /m 2,år. Perkolationen genom barriärerna bygger på bedömningar av den hydrauliska konduktiviteten (med stöd av jordartsbestämningar och kornfördelningsanalyser) och uppmätta gradienter mellan magasinen. Flödet i det övre jordlagermagasinet beräknas med utgångspunkt från antagna värden på den hydrauliska konduktiviteten (med stöd av jordartsbestämningar) och uppmätta gradienter. Flödena i de undre magasinen (i jordlagren och i berggrunden) bygger på värden av den hydrauliska konduktiviteten bestämda genom s.k. slugtester och uppmätta gradienter i de två magasinen. När man plockar bort moduler beräknas vilken reduktion i föroreningsmängd och spridning som uppnås. Olika saneringsalternativ kan härigenom lätt simuleras. Även effekten av en inneslutning kan beräknas med simulatorn. I detta fall antas att ytan av det inneslutna området tätas så att den släpper igenom max 0,005 m 3 /m 2,år (5 mm/år). Detta styr då även det nedåtriktade flödet genom

24 24(69) den övre jordbarriären. Flödet i det undre jordmagasinet antas inte påverkas av inneslutningen och inte heller flödet i den undre barriären eller i berggrunden. Mängdberäkningarna rymmer osäkerheter, men inte större än om beräkningarna skett manuellt. Osäkerheterna är främst relaterade till beräkningsunderlaget, och då framför allt till den mycket skiftande datatätheten. Exempelvis kan enstaka analyser med höga värden inom en modul ge mycket stort genomslag, särskilt om modulen innehåller få analyser. Med den områdesindelning som har valts bedöms dock modellen ge en tillförlitlig bild av föroreningarnas fördelning inom området. Även spridningsberäkningarna är osäkra, och då särskilt den absoluta storleken på läckaget. Jämförelser med faktiska spridningsförhållanden tyder på att spridningen överskattas, vilket sannolikt beror på något underskattade Kd-värden (överskattad utlakning). Den relativa förändringen (reduktionen beräknad i %) som åstadkoms vid bortplockning av moduler bedöms dock ge en tillförlitlig bild av åtgärdens effekt. 6.3 Fördelning av föroreningsmängden Fördelningen av de mängdmängdmässigt dominerande föroreningarna fenoxisyror, klorkresoler och klorfenoler i jord i förhållande till berörd volym illustreras i figur 16. Figur 16. Andel förorening (Fx+Kk+Kf) som funktion av volymen massor. Den totala mängden fenoxisyror, klorkresoler och klorfenoler i jord inom området beräknas uppgå till ca kg (beräknat på medelhalter i jord). Ca 99% återfinns i en volym om m 3,och ca 95% i m 3. Figuren visar en tydlig brytpunkt vid m 3 inom vilken ca 80% av föroreningarna återfinns. Merparten av föroreningarna finns således lokaliserade till en begränsad volym. Åtgärder som primärt syftar till att minska mängden föroreningar har således sitt optimum kring m 3. Merparten av föroreningarna finns i anslutning till de två stora betsvämmorna och i några få ytterligare delområden, figur 15 och tabell 2. Dessa områden (totalt 9) omfattar en sammanlagd yta om ca m 2, vilket motsvarar ca 15% av arealen av det södra området.

25 25(69) Tabell 2. Delvolymer som innehåller den största mängden förorening. Delvolymerna är benämnda efter områdesnamn och djupintervall (t.ex. A-1 = område A djup 0-1 m; A5 = område A djup 5-6 m). Delmängd Ackumulerad mängd/andel Område Volym (m 3 ) Mängd förorening (kg) Volym (m 3 ) Mängd förorening (kg) Andel förorening (%) A_ A_ B_ A_ A_ M1_ A_ A_ I_ Fördelning av volymer som generar störst spridning Spridning av föroreningar utgör en betydelsefull del av riskbilden för området. Spridningsbenägenheten för de mängdmässigt dominerande föroreningarna fenoxisyror, klorkresoler och klorfenoler skiljer sig åt betydligt. Fenoxisyror, som förekommer som svaga syror inom området, har betydligt större benägenhet att spridas med grundvatten än klorkresoler och klorfenoler. Den samlade spridningen från det södra området beräknas uppgå till ca 4 kg/år (Kemakta, 2016), varav merparten (närmare 80%) härrör från ca m 3 av jordvolymen, figur 17. De aktuella delområdena (totalt 5) framgår av tabell 3. De översta 3 m av jordlagren vid betsvämmorna (område A) svarar ungefär hälften av läckaget från det södra området. Figur 17. Andel av läckaget (%) som funktion av volymen massor.

26 26(69) Tabell 3. Delområden som ger störst bidrag till läckaget. Delvolymerna är benämnda efter områdesnamn och djupintervall (A-1 = område A djup 0-1 m). Område Volym (m 3 ) Delmängd/andel Andel av läckaget (%) Ackumulerad mängd/andel Volym (m 3 ) Andel av läckaget (%) A_ B_ A_ A_ I_ Föroreningar i ytjorden Även förekomsten av föroreningar i ytjorden är en betydelsefull del av riskbilden för området. En jämförelse har gjorts med de platsspecifika riktvärden, som har tagits fram som ett led i riskbedömningen (Kemakta, 2016). Medelhalterna av fenoxisyror och klorfenoler i ytjorden 0 1 m djup överskrider riktvärdena för markmiljön inom praktiskt taget alla delområden. Ställvis överskrids dessutom riktvärdena för hälsa och för spridning i ytjorden, tabell 4. Tabell 4. Riskkvoter (medelhalt/platsspecifikt riktvärde) inom delområdena för fenoxisyror (Fx), klorkresoler (Kk), klorfenoler (Kf) och dinoseb (D) i befintlig ytjord samt i samma jord om den täcks med 1 m rena jordmassor. Område Yta (m 2 ) Riskkvoter för befintlig ytjord 0-1 m Riskkvoter för befintlig ytjord om den täcks med 1 m ren jord Ämnesgrupp Fx Kk Kf D Fx Kk Kf D A ,7 37 4,2 2,8 2,4 B , ,0 2,2 278 C ,7 0,2 2,0 0,5 0,3 0,0 0,2 0,2 D 340 3,6 0,2 1,3 5,6 0,3 0,0 0,1 2,8 E 673 2,2 0,2 1,8 0,5 0,2 0,0 0,2 0,3 F ,9 0,5 2,8 4,3 0,7 0,3 G ,0 0,9 3,2 0,4 0,4 0,1 0,3 0,2 H ,9 0,8 2,1 0,4 0,2 0,1 0,2 0,2 I ,7 0,2 1,8 0,5 0,3 0,0 0,2 0,3 J 951 3,4 0,2 1,7 0,5 0,3 0,0 0,2 0,3 K* L ,7 0,2 1,8 0,5 0,6 0,0 0,2 0,3 M ,1 4,5 2,2 0,5 0,3 0,4 0,2 0,3 M ,5 0,3 3,2 0,5 0,4 0,0 0,3 0,3 N ,8 1,1 2,3 0,7 0,9 0,1 0,2 0,4 O ,5 0,2 1,3 0,4 0,4 0,0 0,1 0,2 P ,5 0,3 0,7 0,4 0,4 0,0 0,1 0,2 Q ,5 0,3 0,9 0,5 0,3 0,0 0,1 0,3 R 421 5,5 0,2 2,1 0,4 0,6 0,0 0,2 0,2 Summa Förklaring *Analyser av ytjorden saknas. Riktvärde för hälsa överskrids Riktvärde för spridning överskrids Riktvärde för markmiljön överskrids

27 27(69) I det fall att ytjorden skulle täckas med 1 m ren jord, såsom gjordes på det norra området, skulle de platsspecifika riktvärdena för den övertäckta ytjorden överskridas endast inom områdena A, B, D och F. Som framgår av kapitel 6.3 är den största föroreningsmängden samlad till ett begränsat antal delområden (områdena A, B, M1 och I), som omfattar sammanlagt ca m 2. Inom övriga delområden (ca m 2 ) finns spridda föroreningar av främst fenoxisyror och klorfenoler i förhållandevis låga eller måttliga halter, men ändå i så höga halter att de kan utgöra en potentiell fara för markmiljön. Som framgår av tabell 4 reduceras riskerna avsevärt för markmiljön om ytjorden täcks över med en meter rena massor. Eftersom det rör sig om avsevärda mängder måttligt förorenad ytjord som utan skyddstäckning skulle behöva åtgärdas diskuteras skyddstäckning som möjlig åtgärd i kapitel Åtgärdskategorier Syftet med detta steg är att tidigt identifiera lämpliga åtgärdskategorier som utifrån aktuella förhållanden kan leda till att åtgärdsmålen nås. Om det är tydligt att en viss kategori av åtgärder inte i tillräcklig grad skyddar människors hälsa eller miljön eller inte är tekniskt eller ekonomiskt genomförbar eller av någon annan anledning inte är tillämpbar, så ska den uteslutas från vidare övervägande. Vissa av åtgärdskategorierna kan nyttjas som primär åtgärdsinsats, medan andra kan nyttjas som enbart kompletterande. 7.1 Översikt Ingen åtgärd. Om det kan påvisas att det inte föreligger risk för människors hälsa och miljön vid rådande förhållanden och att åtgärdsmålen uppnås även om inga åtgärder genomförs, kan detta vara ett tänkbart alternativ. Ett s.k. nollalternativ ska också alltid redovisas och värderas tillsammans med övriga alternativ inom ramen för en miljökonsekvensbeskrivning och enligt Naturvårdsverkets krav för efterbehandlingsprojekt (Naturvårdsverket, 2016). Administrativa skyddsåtgärder. Denna kategori av åtgärder avser att förhindra verksamheter som kan medföra oacceptabla risker t.ex. i form av tillträdesbegränsningar och restriktioner i markanvändningen. Sådana åtgärder används vanligtvis i kombination med andra insatser som beskrivs nedan. Tekniska skyddsåtgärder. Denna kategori av åtgärder avser att skydda mot skadlig exponering genom tekniska arrangemang, såsom ventilation under en bottenplatta eller ventilationstekniska åtgärder inne i en byggnad vid förekomst av flyktiga ämnen. Även behandling av förorenat dricksvatten räknas till denna kategori av åtgärder. Likaså kan övertäckning med ett skyddande lager av ren jord (ej nödvändigtvis tätt lager), med syfte att minska exponering av föroreningar i underliggande jordlager, räknas som en teknisk skyddsåtgärd. Långtidsuppföljning. Denna åtgärdskategori omfattar uppföljning av t.ex. halter i grundvatten för att bekräfta att åtgärdsmålen uppfylls i ett långt tidsperspektiv. Vanligtvis kombineras långtidsuppföljning med andra åtgärdsinsatser. Övervakad naturlig nedbrytning. Denna åtgärdsstrategi baseras på att naturliga processer, såsom bionedbrytning, sorption, sedimentering, förångning och utspädning (dispersion), reducerar koncentrationer och risker över tiden. Ett val av övervakad naturlig nedbrytning som åtgärdsinsats medför behov av långtidsuppföljning för att bekräfta att processerna fortgår så att åtgärdsmålen uppnås. Medan man vid långtidsuppföljning samlar in och bedömer endast data rörande riskämnen, omfattar övervakad naturlig nedbrytning också undersökning och uppföljning redox- och geokemiska parametrar för att kvantifiera i vilken omfattning naturliga processer medverkar till att åtgärdsmålen kan uppnås.

28 28(69) Inneslutning. Denna åtgärdskategori omfattar fysiska åtgärder för att styra eller minska föroreningsspridningen och/eller begränsa tillgängligheten till föroreningarna i sådan omfattning att åtgärdsmålen kan uppnås. Detta innefattar således inte någon reduktion av föroreningsmängden. Mängdreduktion. Denna åtgärdskategori inbegriper reduktion av föroreningsmängden genom antingen in situ-behandling eller urgrävning med efterföljande ex situ-behandling, tills åtgärdsmålen uppnås. 7.2 Övergripande bedömning Kategori Fortsatt övervägande Motivering Ingen åtgärd Ja Medför inte att skydd av människors hälsa, markmiljön eller av Braån säkerställs, men konsekvenser av ingen åtgärd bör bedömas inom ramen för ett nollalternativ. Administrativa skyddsåtgärder Ja, kompl. insats I det fall inga åtgärder genomförs för att reducera föroreningsmängden eller innesluta föroreningen kommer kompletterande insatser att behöva vidtas i form av administrativa skyddsåtgärder och långtidsuppföljning. Om föroreningar kvarlämnas, behövs restriktioner för schaktning inom hela eller delar av förorenade fastigheter. Om detaljplan upprättas kan restriktioner i markanvändning och verksamheter regleras med hänsyn till föroreningsförhållandena. Tekniska skyddsåtgärder Ja, kompl. insats Administrativa skyddsåtgärder som medför att skydd av Braån säkerställs har inte identifierats. Tekniska skyddsåtgärder, som medför att skydd av människors hälsa säkerställs, kan exempelvis omfatta ventilationstekniska lösningar för att förhindra inträngning av gaser i byggnader. Behov av sådana åtgärder föreligger inte, eftersom samtliga byggnader inom det södra området har rivits (frånsett projektets eget lager för förorenad jord) och några nya inte planeras. Till tekniska skyddsåtgärder räknas även åtgärder att begränsa eller förhindra spridning av föroreningar via ledningar, genom t.ex. borttagande eller proppning av VA-ledningar. Åtgärden minskar inte den samlade spridningen av föroreningar från området, men fördröjer och omfördelar spridningen. Långtidsuppföljning Ja, kompl. insats Övertäckning av förorenade jordlager med ren jord utgör en teknisk skyddsåtgärd som minskar sannolikheten för skadlig exponering. Spridningen av föroreningar från området (via vatten) minskar inte, varför skydd av Braån inte uppnås. Framför allt uppnås skydd av markmiljön och människors hälsa vid vistelse inom området genom att ren jord påförs. Om föroreningar kvarlämnas i väsentlig omfattning bör långtidsuppföljning av föroreningar i grundvatten, dräneringsvatten etc. övervägas för att verifiera att skydd av Braån säkerställs i ett långtidsperspektiv, men långtidsuppföljning av föroreningar i jord och grundvatten bedöms

29 29(69) Kategori Fortsatt övervägande Motivering inte tillföra någon kunskap för att säkerställa människors hälsa. Övervakad naturlig nedbrytning Nej De aktuella föroreningarna kan omvandlas och brytas ned genom mikrobiologiska processer. För vissa av föroreningarna är det oklart om och under vilka tidsperioder omvandling och nedbrytning sker under rådande förhållanden (anaerob miljö). Möjligtvis kan övervakad naturlig nedbrytning utgöra en kompletterande insats till mängdreduktion (se nedan) innebärande att restföroreningar medvetet lämnas kvar med insikten att de bryts ned och att skydd av Braån säkerställs i ett långt tidsperspektiv. Fysisk inneslutning Hydraulisk inneslutning Ja, primär insats Nej, strider mot övergripande mål Utredning rörande naturlig nedbrytning kan ge närmare upplysning inom vilka tidshorisonter föroreningshalterna avklingar samt verifiera att skydd av Braån säkerställs i ett långt tidsperspektiv, men inte för att verifiera att skydd av människors hälsa säkerställs. Osäkerheten i bedömningarna torde vara stor. Med den förändrade markanvändningen inom området kan fysisk inneslutning av källområden tillämpas för att skydda människors hälsa på såväl kort som lång sikt. Även skydd av Braån kan uppnås. Hydraulisk inneslutning genom pumpning och behandling av grundvatten bedöms kunna leda till skydd av Braån, men inte skydd av människors hälsa eller markmiljön, eftersom föroreningar kvarlämnas i marken. Dessutom måste det vatten som pumpas upp behandlas under lång tid framöver i en avancerad anläggning till hög kostnad. Ett sådant förfarande strider mot avsikten med det övergripande målet att Lakvattenpumpning till Landskrona ska upphöra efter genomförd efterbehandling och återställning. Motivet för detta mål var att åtgärderna skulle leda till att någon behandling av vatten inte skulle behövas över huvud taget och att efterbehandlingen skulle innebära att området för all framtid skulle vara så rent att det kunde lämnas utan vidare åtgärder. Mängdreduktion Ja, primär insats Möjligheterna att fånga upp allt förorenat grundvatten från det södra området är mycket osäkra eftersom jordlagren har låg till mycket låg permeabilitet. Ett utsläpp av dräneringsvatten till Braån bedöms också kräva miljödom och därmed ta lång tid i anspråk. Hydraulisk inneslutning bedöms därför inte vara en acceptabel metod då den strider mot ett väsentligt mål för projektet. Mängdreduktion, d.v.s. borttagande av föroreningar i tillräcklig omfattning, kan leda till skydd av såväl människors hälsa som markmiljön och Braån på både kort och lång sikt.

30 30(69) De åtgärdskategorier som bör beaktas är därför följande: Administrativa skyddsåtgärder avseende restriktioner i nyttjandet av området (kompletterande åtgärdsinsats) Tekniska skyddsåtgärder med syfte att begränsa eller förhindra spridning via markförlagda ledningar samt att begränsa exponeringsrisker genom övertäckning av förorenade delar av området med ren jord (kompletterande åtgärdsinsatser) Långtidsuppföljning som en del av åtgärdslösningar där väsentliga mängder föroreningar kvarlämnas inom området (kompletterande åtgärdsinsats) Inneslutning av föroreningarna genom fysisk inneslutning innanför täta barriärer (primär åtgärdsinsats) Mängdreduktion genom antingen urgrävning och behandling eller omhändertagande ex situ eller destruktion in situ (primär åtgärdsinsats) Nedan redovisas möjliga metoder inom respektive kategori. 8 Åtgärdsmetoder I detta kapitel beskrivs olika metoder inom de valda kategorierna med syfte att identifiera tänkbara metoder. 8.1 Administrativa skyddsåtgärder I synnerhet om betydande föroreningsmängder kvarlämnas inom området behöver olika former av restriktioner i markutnyttjandet upprättas. Även om föroreningar i låga eller måttligt höga kvarlämnas kan olika former av försiktighetsmått behöva iakttas vid det framtida nyttjandet av området. Om detaljplan upprättas kan i planen införas bestämmelser som reglerar Markanvändning Försiktighetsmått som ska iakttas vid byggnation, grävning och andra markarbeten Om detaljplan inte upprättas kan restriktioner behöva upprättas, implementeras och följas upp på annat sätt. En möjlighet att begränsa markanvändningen är att länsstyrelsen förklarar området som miljöriskområde enligt Miljöbalken 10 kap. 15 och Förordning (1998:930) om miljöriskområden. Området ska då vara så förorenat att det med hänsyn till riskerna för människors hälsa och miljön är nödvändigt att besluta om inskränkningar i markanvändningen eller andra försiktighetsmått. Sådana inskränkningar kan avse grävning, schaktning och andra markarbeten, vistelse eller bebyggelseåtgärder, ändrad markanvändning samt andra åtgärder som kan innebära: att belastningen av föroreningar i och omkring området kan komma att öka att den miljömässiga situationen annars försämras, eller att framtida avhjälpandeåtgärder försvåras Att förklara området för miljöriskområde torde i första hand vara aktuellt om områdets användning inte regleras i detaljplan och om föroreningar i betydande halter eller mängder kvarlämnas inom området.

31 31(69) Administrativa skyddsåtgärder i form av anvisningar för markanvändning, grävning m.m. förutsätts ingå i samtliga åtgärdsalternativ. Kommunens avsikt är att upprätta detaljplan för området, varför bestämmelser lämpligen införs i denna. 8.2 Tekniska skyddsåtgärder Proppning och tätning av ledningar Genomförda undersökningar och miljökontroller har visat att spridning av föroreningar från det södra området delvis sker genom läckage till markförlagda ledningar. I samband med saneringsåtgärder utförda under slutet 1970-talet inventerades och proppades vissa ledningar i den mån de kunde lokaliseras. Dokumentation över åtgärderna saknas dock. Efter den då genomförda saneringen anlades nya ledningar som ett led i exploateringen av området. Även om ledningarna är av förhållandevis sent datum har de visat sig vara bristfälligt utförda och att de utgör spridningsvägar för förorenat vatten till dels Braån, dels avloppsledningsnätet. Även den stora huvudledningen för spillvatten som genomkorsar det södra BT Kemi-området och huvudledningen för dagvatten söder om området är otäta, och läcker in förorenat grundvatten från området. Genom att avlägsna ledningarna eller proppa och täta dem begränsas spridningsvägarna, men följden blir att större andel föroreningar i så fall sprids via naturligt grundvattenflöde från området. Den samlade spridningen av föroreningar från området torde därför inte minska. Den största nyttan bedöms vara att snabb spridning till Braån via dagvattennätet vid nederbördstillfällen och höga grundvattennivåer förhindras. Spridningen till spillvattennätet kan endast förhindras om den mycket gamla huvudavloppsledningen, som korsar södra delen av området, läggs om eller renoveras. Åtgärder avseende ledningar bedöms vara en mycket kostnadseffektiv metod som bidrar till ökad grad av riskreduktion i kombination med andra åtgärder. Åtgärder på de ledningar som har anlagts för teknisk försörjning av de tidigare verksamheterna inom området bör därför genomföras i samtliga åtgärdsalternativ. Ledningarna fyller numera inte någon funktion. Eventuella åtgärder på huvudledningen för avloppsvatten bedöms vara en fråga i första hand för huvudmannen, NSVA Skyddstäckning Som ett led i efterbehandlingen av det norra området täcktes nästan hela området med minst en meter ren jord. Åtgärden genomfördes därför att eventuell sanering av lättare förorenade områden bedömdes innebära orimligt höga kostnader i förhållande till nyttan. Övertäckningen medförde främst bättre betingelser för markmiljön och säkerställde att människor skulle kunna vistas inom området utan risk. I likhet med det norra området förekommer stora arealer med lättare förorenad jord inom det södra området. Halterna av fenoxisyror och klorfenoler i den översta metern är dock så höga att de överskrider riktvärdet för markmiljön över i stort sett hela området, kapitel 6.5. Ett bättre skydd för markmiljön kan åstadkommas antingen genom att den översta metern skiftas ut mot ren jord eller genom att den befintliga ytjorden täcks över med en meter ren jord. Under alla förhållanden måste ren jord påföras för att skyddet av markmiljön ska kunna säkras. En utskiftning av ytjorden omfattar, beroende på omfattningen av saneringsinsatser i övrigt, m 3 massor. Med de mest förorenade områdena borträknade (område A och B enligt figur 15) återfinns mindre än 100 kg av den totala mängden föroreningar i ytjorden 0 1 m, d.v.s. ca 3%. Urschaktad jord måste omhändertas på sätt som inte skapar olägenheter på annan plats. Behandling av massorna är sannolikt tekniskt genomförbar, men

32 32(69) bedöms inte vara en rimlig åtgärd mot bakgrund av den mycket begränsade nytta (mängdreduktion) som kan uppnås. Ett alternativt förfarande för omhändertagande är deponering, men även detta är ett resurskrävande alternativ, som tar deponeringsvolymer i anspråk och genererar omfattande transportarbete, till låg nytta. Merkostnaden för urgrävning, borttransport och behandling eller deponering av ytjorden bedöms uppgå till 50 Mkr eller mer (ytjorden förutsätts inte klassas som farligt avfall). Ett resursmässigt bättre alternativ för skydd av markmiljön bedöms därför vara övertäckning av befintlig ytjord med anskaffad ren jord till en kostnad som är väsentligt lägre än den för behandling/omhändertagande. Inom randområdena kan viss urschaktning av befintlig jord vara nödvändig för att anpassning till omgivande terräng ska kunna uppnås. Urschaktade massor kan i så fall rymmas inom andra delar av området som underlag för övertäckningen. Skyddstäckning bedöms således vara en kostnadseffektiv metod att nå högre riskreduktion i kombination med andra åtgärder, och förutsätts därför att genomföras i samtliga åtgärdsalternativ. 8.3 Långtidsuppföljning Långtidsuppföljning av emissioner från området kan behövas om betydande föroreningsmängder kvarlämnas. Uppföljningen kan avse regelbunden provtagning och analys av grundvatten, dräneringsvatten, dagvatten, spillvatten och ytvatten (Braån). Om ett kontrollprogram upprättas bör larmnivåer (t.ex. i form av haltnivåer) fastställas, som bör kopplas till ett åtgärdsprogram, i fall att de överskrids. Även efter åtgärder som medför reduktion av föroreningsmängden kan uppföljning behöva utföras under en viss tid (t.ex år) efter det att åtgärderna genomförts. Detta definieras här inte som långtidsuppföljning utan som en förlängd saneringskontroll. Långtidsuppföljning med varierande omfattning har pågått vid BT Kemi-området sedan saneringsinsatser utfördes i slutet av 1970-talet. Långtidsuppföljningen har främst inriktats på Braåns beskaffenhet. Någon riktad uppföljning av emissioner från enbart det södra området har inte ingått i programmet. Långtidsuppföljning tas med för vidare överväganden i kombination med inneslutning (kapitel 8.4). Långtidsuppföljning aktualiseras även i nollalternativ, där i övrigt inga efterbehandlingsåtgärder genomförs. 8.4 Inneslutning Vid inneslutning behandlas inte föroreningen, utan syftet är att skärma av föroreningen från omgivande miljö med hjälp av barriärer som anordnas runt det förorenade området. Inneslutning tillämpas ofta när volymen förorenade massor är för stor för att kunna behandlas och där lösta och mobila ämnen utgör ett överhängande hot mot t.ex. en vattentäkt eller ett vattenområde. Vertikala barriärer kan användas för att avskärma avfall, förorenad jord eller sediment samt förorenat grundvatten med syfte att förhindra föroreningsspridning. En vertikal barriär kan byggas upp som en slurrybarriär av jord/bentonit-, jord/cement/bentonit- eller cement/bentonitblandning, eller som en tätspont av stål- eller plastpaneler. Horisontella barriärer kan användas som övertäckning av ett förorenat område för att förhindra infiltration av nederbörd eller ytvatten. Sådana tätskikt är vanligen uppbyggda av lera eller syntetiska material eller ofta en kombination av dessa. Horisontella barriärer kan också anordnas under en förorening för att förhindra spridning mot djupet: Detta är vanligt vid nykonstruktion av en deponi, men att anordna en horisontell barriär under föroreningarna inom det södra området är inte realistiskt eftersom det skulle kräva att mycket stora mängder jord först grävdes upp. Dessutom finns ett lager av lermorän med mycket låg

33 33(69) hydraulisk konduktivitet på 9 12 m djup under markytan inom det södra området, som skulle kunna utgöra en undre tät barriär. Fysisk inneslutning genom vertikala barriärer är en kommersiellt tillgänglig metod, som används traditionellt vid anläggningsarbeten för att stabilisera schaktväggar och för att hindra att grundvatten strömmar in schakter under grundvattenytan. Horisontella barriärer används också traditionellt vid anläggning av framför allt deponier. Fysisk inneslutning kan användas vid i stort sett alla typer av föroreningar, och vanligtvis för avskärmning av källföroreningar. Vertikala barriärer anordnas normalt i okonsoliderat material, d.v.s. jord. För att säkra funktionen av en vertikal barriär bör den föras ner och förankras i ett lågpermeabelt lager. Vertikala barriärer bedöms kunna anordnas inom det södra området för inneslutning av föroreningar, framför allt i anslutning till betsvämma 1 och 2, där huvuddelen av föroreningsmängden förekommer. Barriärerna bör i detta fall endast föras ner så att de avskärmar det övre jordlagermagasinet, där huvuddelen av föroreningsspridningen i annat fall sker, d.v.s. till ca 5 7 m djup. Att söka göra en helt tät inneslutning ner till det underliggande mycket lågpermeabla lermoränlagret på 9 12 m djup skulle ställa krav på mycket långvarig lakvattenkontroll och en avancerad lakvattenbehandling av det vatten som kan tränga genom inneslutningen, vilket står i strid mot det övergripande målet att pumpning och behandling av förorenat vatten ska upphöra efter genomförda åtgärder. Målet bör i stället vara att inneslutningen endast ska vara så tät att den förhindrar spridning till det övre grundvattenmagasinet, och att det läckage som kan ske vidare mot djupet och till det undre jordlagermagasinet är acceptabelt. För att avskärmningen ska vara effektiv måste den som nämnts förses med en horisontell avskärmning vid ytan för att begränsa inläckage av nederbörd till det avskärmade området. Avskärmningen kan byggas upp som vid en konventionell deponi med tätskikt. Ett lämpligt krav i detta fall är att högst 5 mm/år (motsvarande kravet för en deponi för farligt avfall) får infiltrera genom tätskiktet. Tillrinningen bedöms då inte vara större än vad som kan läcka genom jordlagren till det undre magasinet. Detta innebär att vatten inte ansamlas innanför inneslutningen, varför uppsamling och behandling av vatten från inneslutningen inte erfordras. Överytan bör läggas med lutning (helst brantare än 1:10), vilket kan åstadkommas genom att förorenade massor från andra delar av området samlas innanför den vertikala avskärmningen. Utformningen och materialvalet av sponten är inte närmare studerad, men en väsentlig faktor som bör beaktas är att grundvattnet som ska inneslutas är förhållandevis salthaltigt på grund dess kloridinnehåll. Vidare måste närheten till järnvägen beaktas i samband med spontning eller djupa schakter. Vid de genomförda borrningarna i området har också i något fall stora block påträffats som skulle kunna förhindra spontning. Avskärmningen medför behov av uppföljande kontroll och underhåll. Valet av material bör göras med stor omsorg så att barriärerna är motståndskraftiga även i långa tidsperspektiv. Uppsamling och behandling av vatten från det inneslutna området är inte nödvändig om täckningen görs tillräckligt tät, vilket bedöms kunna uppnås med ovan nämnd täckning, samt förutsatt att en viss spridning i det undre jordlagermagasinet kan godtas. Fysisk inneslutning med barriärer som förhindrar föroreningsspridning i det övre jordlagermagasinet, men inte i det undre, tas med för vidare överväganden. 8.5 Mängdreduktion Mängdreduktion, d.v.s. minskning av föroreningsmängden, kan åstadkommas genom urgrävning och behandling eller deponering ex situ. Ett alternativt förfarande är behandling (destruktion) in situ.

34 34(69) Urgrävning och behandling eller deponering ex situ Vid urgrävning tas de förorenade massorna bort från saneringsområdet, vanligen med konventionell schaktutrustning. De urgrävda massorna kan därefter transporteras till en godkänd behandlings- eller deponeringsanläggning, eller behandlas på plats och sedan återanvändas på platsen eller avyttras Behandling Det finns en rad olika metoder tillgängliga för behandling av förorenad jord, t.ex. jordtvättning, biologisk, kemisk eller termisk behandling. Jordtvättning är i dess vanligaste utformning en fysikalisk metod, där en sortering sker av förorenade jorden i olika kornfraktioner. Föroreningarna är normalt koncentrerade till de finkornigaste fraktionerna, som avskiljs tvättningsprocessen och därefter omhändertas för vidare behandling eller deponering. För att jordtvättning ska vara ett tekniskt och ekonomiskt realistiskt alternativ kan endast en liten andel av jorden bestå av finmaterial (<15-20% silt och ler), metoden är därför bäst lämpad där massorna innehåller stor andel sand och grus. Jordtvättning kan tillämpas för behandling av såväl organiska som oorganiska föroreningar, men vanligtvis tillämpas metoden för metallförorenade jordar. Jordtvättning bedöms inte vara ett realistiskt behandlingsalternativ, då huvuddelen av jordmassorna innehåller hög andel lera. Föroreningarna finns delvis också inneslutna i betong, som inte kan behandlas genom konventionell jordtvättning. Jordtvättning utelämnas därför för vidare överväganden. Biologisk behandling kan tillämpas vid föroreningar som kan brytas ner med hjälp av mikroorganismer. Metallförorenade jordar eller jordar med mycket svårnedbrytbara organiska ämnen kan således inte behandlas biologiskt. Behandling kan ske antingen i en biocell eller i en biorektor. En biocell är ett slutet system, där massorna behandlas under kontrollerade och styrda förhållanden. Biocellen byggs upp på tät botten och täcks över med membran samt förses med anordningar för uppsamling och hantering av lakvatten och gaser som bildas under processerna. I biocellen läggs också ledningar för att möjliggöra tillsatser avsedda att stimulera och styra nedbrytningen. I en bioreaktor behandlas den förorenade jorden i en omblandningsbar slurry. Sten och grus avskiljs först från de urgrävda massorna. I vissa fall förbehandlas dessutom massorna genom jordtvättning så att föroreningarna koncentreras till en finfraktion. Därefter blandas jorden med vatten i lämpligt förhållande beroende på föroreningshalt, nedbrytningshastighet och massornas fysikaliska egenskaper. Vanligtvis uppgår andelen fast material i slurryn till vikt%. Efter avslutad behandling avvattnas slurryn. I båda typerna av system kan olika tillsatser göras för att stimulera nedbrytningen, t.ex. med näringsämnen, kolkällor eller anpassade mikroorganismer. Behandling kan ske aerobt eller anaerobt, och förhållandena i biocellen eller bioreaktorn kan styras med avseende på ph, syrehalt och temperatur för optimering av processen. Kemisk behandling kan ske i en reaktor liknande den som används som bioreaktor (se ovan). Skillnaden är att nedbrytningen åstadkoms med ett kemiskt oxidationsmedel, t.ex. väteperoxid, ozon, permanganat och persulfat. Även organiska ämnen som är mycket svåra att bryta ner på biologisk väg kan behandlas (destrueras) med lämpligt oxidationsmedel. Metaller kan inte destrueras genom kemisk behandling, men metallföroreningar kan i vissa fall behandlas för att omvandla dem till en mindre toxisk eller mindre mobil form. Biologisk eller kemisk behandling kan möjligtvis vara tänkbara alternativ, men det är oklart vilka effekter som kan uppnås. Vid upphandling av saneringsentreprenaden för norra området gavs möjligheter för anbudsgivarna att presentera olika former av behandlingsalternativ, men inget av de konkurrerande anbuden

35 35(69) redovisade förslag baserade på biologisk eller kemisk behandling. Biologisk och kemisk behandling utelämnas därför för vidare överväganden. Termisk behandling kan ske genom olika metoder men här är i första hand termisk desorption aktuell. Vid termisk desorption sker uppvärmning av den förorenade jorden så att flyktiga föroreningar förångas och separeras från jorden. De erhållna gaserna tas om hand och behandlas därefter i en efterbrännkammare, där föroreningarna destrueras, varefter gaserna kyls och behandlas. Genom värmeväxlare återvinns värmen i avgaserna och återförs till tilluften. Termisk desorption kan tillämpas på flertalet organiska ämnen, men vid föroreningar med lågt ångtryck (låg flyktighet) krävs högre temperaturer för att åstadkomma avdrivning. Det är också väsentligt att efterförbränningen sker vid tillräckligt höga temperaturer så att fullständig destruktion sker av inte bara moderföroreningarna utan även av potentiella förbränningsprodukter (t.ex. dioxiner). Metoden är inte tillämplig på metallförorenad jord eftersom metaller inte kan destrueras och endast i undantagsfall kan drivas av vid de temperaturer som används vid termisk desorption (vanligtvis o C). Den förorenade jorden från det norra området behandlades genom termisk desorption på extern behandlingsanläggning, vilket visade sig fungera väl. Förutsättningarna vad gäller förorenad jord från södra området bedöms inte avvika i väsentlig grad från dem som gällde för det norra. En skillnad som dock bör beaktas är att en betydande del av de förorenade massorna utgörs av betong, som före behandling måste krossas till lämplig fraktion (<50 mm). Med stöd av erfarenheterna från det norra området bedöms termisk behandling genom desorption vara ett tänkbart alternativ att åstadkomma mängdreduktion. Behandlingen kan utföras antingen på BT Kemi-området eller på annan plats. Vid den tidigare upphandlingen inför efterbehandlingen av det norra området befanns behandling på annan plats vara det klart bästa alternativet (tekniskt, ekonomiskt och miljömässigt). I Skåne finns dock avfallsanläggningar inom ca 5 mils avstånd som sannolikt skulle kunna ha plats och tillstånd för en mobil termisk behandlingsanläggning. Behandling inom regionen skulle kunna göra det möjligt att nyttja behandlade massor för återfyllnad av saneringsschakterna Deponering Deponering är den i Sverige vanligaste formen av omhändertagande av förorenad jord. Grundregeln är dock att endast avfall som behandlats får deponera, om det inte kan visas att behandling inte medför minskade negativa effekter på människors hälsa eller miljön (Förordning om deponering av avfall SFS 2001:512). Detta innebär att förutsättningarna för behandling och vilka effekter som kan uppnås med denna måste bedömas i varje enskilt fall. Deponier med tillstånd att ta emot massor från BT Kemi torde finnas i Sverige, vilket gör att deponering bedöms vara ett tänkbart alternativ för omhändertagande. Av ett begränsat antal tillfrågade deponiägare är det dock endast en, Ekokem Kumla, som sagt sig ha möjlighet att ta emot massor från BT Kemi. En orsak kan vara att lakvattnet från massorna kan utgöra ett problem, då massorna innehåller tämligen lätt lakningsbara organiska ämnen, som deponins system för lakvattenbehandling måste kunna behandla. Att anordna en särskild deponi för urgrävda massor inom eller lokalt i närheten av området bedöms inte vara ett realistiskt alternativ. Skälen för detta är att det knappast går att finna en lämplig plats eller få erforderliga tillstånd. Däremot bedöms inneslutning på plats enligt kapitel 8.4 vara ett tänkbart alternativ. I ett sådant alternativ sker urgrävning och omflyttning av endast begränsade mängder förorenade massor som är belägna utanför tänkta barriärer. Urgrävning och omflyttning av den förorenade jorden till en lokal deponi utelämnas därför för vidare övervägande. Sammanfattningsvis bedöms urgrävning i kombination med extern behandling genom termisk desorption alternativt extern deponering vara tänkbara metoder

36 36(69) för att åstadkomma mängdreduktion. Metoderna tas därför med för vidare överväganden Behandling in situ Vid in situ-behandling sker mängdreduktionen genom destruktion av föroreningarna utan att jorden dessförinnan grävts upp. I princip finns tre olika utföranden: biologisk, kemisk eller termisk behandling. Vid biologisk behandling in situ sker omvandling och/eller destruktion av föroreningar med hjälp av antingen naturligt förekommande (endogena) eller tillförda (exogena) mikroorganismer. I undermarksmiljö är det främst bakterier som svarar för dessa processer. Vid stimulerad bionedbrytning in situ sker tillsats av additiv, såsom elektrondonatorer, elektronacceptorer, näringsämnen, ph-buffrande ämnen eller mikroorganismer. Ympning (bioaugmentering) är en form av stimulerad bionedbrytning som innebär att specialiserade mikroorganismer ympas in i behandlingsområdet för att önskade nedbrytningsreaktioner ska uppnås. Tekniken används på platser där den existerande bakteriepopulationen antingen är oförmögen att åstadkomma fullständig nedbrytning av föroreningarna eller där den är för liten och tillsats av en mer koncentrerad bakteriekultur påskyndar den biologiska nedbrytningsprocessen. Vid kemisk behandling in situ tillämpas vanligen oxidation, genom att ett kemiskt oxidationsmedel fördelas i det förorenade mediet för att destruera föroreningarna eller omvandla dem till mindre toxiska former. De oxidationsmedel som vanligtvis används är väteperoxid, ozon, permanganat och persulfat. Vid termisk behandling in situ nyttjas värme för att mobilisera, lösa upp, ta bort och/eller bryta ner organiska föroreningar. De vanligast förekommande metoderna är: Ånguppvärmning, elektrisk resistivitetsuppvärmning eller elektrisk konduktiv uppvärmning. Metoderna skiljer sig åt i sättet som uppvärmningen sker. För samtliga metoder erfordras uppsamling och omhändertagande av gaser med avdrivna föroreningar, vilket vanligtvis sker genom porgasextraktion med efterföljande behandling i kolfilter eller genom förbränning. Metoderna har tillämpats främst på klorerade lösningsmedel. För såväl biologisk som kemisk behandling in situ krävs att reagenserna som behövs för processerna (näringsämnen, elektrondonatorer etc. respektive oxidationsmedel) kan fördelas effektivt i de jordlager där föroreningarna finns. För att detta ska vara möjligt kan jordlagren inte vara alltför finkorniga och heterogena. Vidare försvåras behandlingen om föroreningen består av olika typer av föroreningar med olika förutsättningar för nedbrytning. Då föroreningarna består av en blandning av många olika ämnen och jordlagren är heterogena och generellt sett mycket finkorniga, kan förhållandena vid BT Kemi på förhand bedömas vara mycket ogynnsamma för såväl biologisk som kemisk behandling in situ. Metoderna bedöms därför inte vara tillämpliga. Av de termiska metoderna som omnämns ovan kan konstateras att ånguppvärmning inte är tillämpbar. Metoden förutsätter att ånga kan ledas genom det förorenade mediet, vilket inte är möjligt att åstadkomma i de finkorniga och heterogena jordarterna och fyllnadsmassorna. Vid elektrisk resistivitetsuppvärmning sker uppvärmning till höga temperaturer genom att elektrisk ström leds genom det förorenade området via elektroder som placeras i jordlagren (vanligtvis används sexfasström). Uppvärmning sker företrädesvis längs de elektriskt ledande lagren eller strukturerna. På grund av de heterogena förhållandena är det tveksamt om effektiv uppvärmning kan åstadkommas. Vid elektrisk konduktiv uppvärmning sker uppvärmning genom doppvärmare som placeras i brunnar inom det förorenade området. Som energikälla används

37 37(69) vanligtvis elektrisk ström, men även uppvärmning med gas förekommer. Effektiviteten vid konduktiv uppvärmning påverkas i likhet med de båda andra metoderna av heterogeniteten i de jordlager som ska behandlas, men inte fullt lika mycket som vid resistivitetsuppvärmning, och framför allt inte i jämförelse med ånguppvärmning. Elektrisk konduktiv uppvärmning torde ha potential att kunna tillämpas, men underlaget för att avgöra detta med större säkerhet är alltför bristfälligt. Avslutningsvis kan noteras att elektrisk konduktiv uppvärmning marknadsförs av endast ett fåtal specialiserade företag. Viktiga frågeställningar vid all termisk behandling in situ är att klarlägga är bl.a: Vilken temperatur måste uppnås för avdrivning av föroreningarna? Hur ska denna temperatur kunna uppnås och upprätthållas inom behandlingsområdet? Finns risk för uppkomst av dioxiner och i så fall hur undviks detta? De aktuella föroreningarna har till skillnad från klorerade lösningsmedel (för vilka termisk behandling in situ främst har tillämpats) tämligen låg flyktighet. Det innebär att avdrivning av föroreningarna kan göras först vid tämligen höga temperaturer, sannolikt väsentligt över 100 o C. Bäst potential att nå höga temperaturer har elektrisk konduktiv uppvärmning där temperaturer på flera hundra grader kan uppnås i anslutning till värmeelementen, medan de övriga två metoderna arbetar vid lägre temperaturspann ( o C). För att uppvärmningseffekten inte ska gå förlorad får tillrinningen av grundvatten till behandlingsområdet inte vara alltför stor. Av detta skäl kan grundvattenavsänkning behöva göras i anslutning till behandlingsområdet. Sådan kan också behöva göras för att motverka spridning av föroreningar som har mobiliserats genom uppvärmningen, men inte fångats upp i gasform av extraktionsbrunnarna. I jämförelse med andra in situ-metoder är behandlingstiden kort vid termisk behandling. Ofta rör den sig om några månader och den är främst beroende på den tid det tar att värma upp behandlingsområdet till den nödvändiga förångningstemperaturen. Genom uppvärmningen kan en del sekundära effekter uppstå. Sålunda kan jordlagrens geotekniska egenskaper förändras till följd av uttorkningen. Även markmiljön påverkas radikalt med avdödning av organismer. Vidare kan markförlagda installationer, såsom ledningar, förstöras. En aspekt som särskilt behöver beaktas vid aktuella föroreningar är risken för dioxinbildning som kan uppstå under behandling vid några hundra grader. Vid ett pågående projekt i Vietnam behandlas dock dioxinförorenad jord genom elektrisk konduktiv uppvärmning. Behandlingen utförs på uppgrävd jord placerad i upplag där temperaturer på o C uppnås vid värmeelementen och där temperaturen i hela upplaget uppgår till minst 335 o C. Vid denna temperatur uppges bindningarna i dioxinmolekylerna brytas upp med påföljd att harmlösa föreningar bildas, främst vatten, koldioxid och klor (USAID, 2016). I detta sammanhang kan också nämnas att det företag i Danmark som först skulle behandla förorenad jord från det norra området (ex situ) inte klarade att behandla dioxinerna i jorden vid de inledande behandlingsförsöken. Tvärtom var halten dioxin efter behandling högre än före. Sannolik orsak bedömdes vara att avdrivningen av de flyktiga ämnena gjordes vid för låg temperatur. Försöksresultaten visar att det finns en risk för dioxinbildning, om inte hela jordvolymen som ska behandlas uppnår erforderlig temperatur. I randzonerna kommer temperaturen att vara lägre än i det avsedda behandlingsområdet, vilket kan innebära risk för dioxinbildning i dessa. Av in situ-metoder bedöms således i första hand termisk behandling baserad på elektrisk konduktiv uppvärmning som tänkbar, men det finns inte tillräckligt

38 38(69) underlag att säkert bedöma dess tillämpbarhet. På grund av osäkerheterna kring tillämpbarheten och de resultat som kan uppnås tas metoden inte med för fortsatt övervägande. Kostnaden för metoden bedöms därtill sannolikt vara i samma storleksordning som termisk behandling ex situ. 8.6 Sammanfattning Två typer av primära åtgärdsmetoder har bedömts som möjliga att tillämpa, nämligen fysisk inneslutning av de mest förorenade områdena samt urgrävning av de mest förorenade massorna kombinerad med extern deponering eller behandling av massorna genom termisk desorption. I det senare fallet bedöms behandlade massor kunna användas som återfyllnad inom området om behandlingen utförs inom rimliga transportavstånd. De åtgärdsalternativ som redovisas nedan bygger på någon av dessa metoder. Som kompletterande åtgärd bedöms skyddstäckning med ca 1 m ren jord vara en kostnadseffektiv metod att tillgodose skyddet av framför allt markmiljön. Likaså bedöms säkring och proppning av markförlagda ledningar vara en kostnadseffektiv metod att förhindra snabb och okontrollerad spridning av föroreningar. Båda dessa metoder förutsätts komma till användning i kombination med ovan nämnda primära åtgärdsmetoder. Administrativa skyddsåtgärder i form av markanvändningsrestriktioner är också en kompletterande åtgärd som aktualiseras i samtliga alternativ, då föroreningar i större eller mindre mängd sannolikt kommer att kvarlämnas inom området. 9 Alternativ omfattning och utförande I detta kapitel diskuteras olika omfattning av åtgärder som bygger på antingen urgrävning eller inneslutning. Syftet är att klarlägga vilken omfattning som är mest optimal med hänsyn till effekter och ekonomi och vilka alternativ som bör föras vidare till en slutlig utvärdering 9.1 Urgrävningsalternativ Urgrävning av förorenade massor görs för att minska föroreningsspridningen från området samt för att säkra skyddet av människors hälsa och av markmiljön. Sju alternativ med olika omfattning har identifierats och kvantifierats vad gäller mängder som omfattas och reduktion av föroreningsmängd och spridning. Alternativen visas i tabell 5, och delområdena framgår av figur 15 (kapitel 6.1). Tabell 5. Olika urgrävningsalternativ (sammanlagt 7) med indelning i delområden och djupintervall. Alternativ 1 är minst och alternativ 7 mest omfattande. Alternativ med högre nummer omfattar även de med lägre nummer. Område Yta (m 2 ) Djup (m under markyta) A B C D E F G H I J K L M M N O P Q R

39 39(69) Alternativ 1, som är det minst omfattande, omfattar urgrävning ner till 3 m djup inom område A (de stora betsvämmorna) och till 1 m djup inom område B. De berörda delvolymerna beräknas ge de största bidragen till spridningen (enligt tabell 3). Alternativet förutsätter, i likhet med nedan redovisade alternativ 2 5, att i stort sett hela det södra området täcks med 1 m ren jord för att ge skydd åt markmiljön. Även efter täckning av området med ren jord överskrider halterna i ytjorden riktvärdet för markmiljö inom område F. Därför omfattar alternativet också urschaktning av jord inom område F ner till 1 m djup. Alternativ 2 omfattar, förutom samma delvolymer som alternativ 1, även jordlager på 2 3 m djup inom område I (läget för BT Kemis fabriksbyggnad). Delvolymen är rankad att svara för det femte största bidraget till läckaget (enligt tabell 3). Alternativ 3 omfattar, utöver volymer enligt alternativ 2, urschaktning ner till 4 m djup inom område A. Delvolymen A_3 4 svarar enligt beräkningarna för endast en mindre andel av läckaget från området, men osäkerheten rörande bidraget är stor beroende på att betsvämmorna sannolikt är grundlagda strax under 3 m djup och det övre grundvattenmagasinet kan vara påverkat eller kan komma att påverkas av föroreningar även från 3 till 4 m djup. Alternativ 4 omfattar, utöver volymer enligt alternativ 3, urschaktning av område D (betkulverten), där föroreningar i höga halter har påvisats. Dessutom inkluderas ytterligare delvolymer under tidigare byggnader där föroreningar ställvis har påvisats (område B, C och F), där osäkerheterna kring de faktiska föroreningsförhållandena är stora på grund av det har varit svårt att ta prov under och i konstruktionerna. Likaså omfattar alternativet område K (1 3 m) och område M1 (1 4 m). Det förra området omfattar delar av BT Kemis tidigare fabriksbyggnad, där föroreningar i höga halter har påvisats. Område M1 är ett litet delområde där förorenade massor kvarlämnades efter en tidigare ej avslutad sanering (kapitel 6.1), och där en betydande mängd av klorfenoler finns (tabell 2). De områden som tillförts i alternativ 4 ger endast marginellt bidrag i spridningsberäkningarna, men osäkerheten är stor om det faktiska bidraget. Alternativ 5 omfattar, utöver volymer enligt alternativ 4, urgrävning ner till 6 m djup inom område A. Jordlagren mellan 4 och 6 m djup svarar för en betydande del av föroreningsmängden inom området (tabell 2), men bedöms ge mycket lågt läckage, eftersom spridningen från 4 6 m beräknas ske till det undre grundvattenmagasinet i jordlagren där vattenföringen är låg. Alternativ 1 5 förutsätter som nämnts att området mer eller mindre i sin helhet täcks med 1 m ren jord för att säkra skyddet av markmiljön, utan föregående urschaktning av ytjorden utom inom de delområden där saneringsschaktning ändå kommer att genomföras. Alternativ 6 omfattar även urschaktning av ytjorden inom samtliga övriga delområden, då medelhalterna överskrider riktvärdena för markmiljön genomgående inom dessa områden. Alternativ 7 är det mest långtgående saneringsalternativet, ett maximialternativ, som innebär att all jord med medelhalter över det lägsta riktvärdet schaktas upp och omhändertas. Styrande riktvärde är det för fenoxisyror i ytjord (0,05 mg/kg TS), för vilket skyddet av markmiljön är dimensionerande. Alternativens omfattning i form av volym jord som berörs av åtgärden och deras effekter med avseende på reduktion av föroreningsmängd och spridning redovisas i tabell 6. I figur 18 redovisas reduktionen av läckaget som funktion av reduktionen av föroreningsmängden för de sju alternativen.

40 40(69) Tabell 6. Omfattning och effekt av sju olika urschaktningsalternativ. Effekten redovisas som reduktionen i föroreningsmängd (summan av fenoxisyror, klorkresoler och klorfenoler) uttryckt i %. Alternativ Volym (m 3 ) Reduktion föroreningsmängd (%) Reduktion läckage (%) Figur 18. Reduktion av läckaget (%) som funktion av reduktion av föroreningsmängden för sju olika saneringsalternativ. Av ovanstående tabell och figur framgår att ca 80% reduktion av läckaget kan uppnås med förhållandevis måttliga saneringsinsatser (alternativ 2 och 3) och vid ca 50% reduktion av föroreningsmängden. Ytterligare reduktion av föroreningsmängden, upp ca till 80% (alternativ 5), beräknas ge endast marginell effekt på läckaget. Detta beror på att huvuddelen av spridningen sker i det övre grundvattenmagasinet och att föroreningar belägna under 3 4 m djup beräknas spridas via de undre magasinen, där vattenomsättningen är mycket låg. Vidare framgår att sanering av ytjord (alternativ 6), som innebär en nästan fördubbling av mängden massor jämfört med alternativ 5, ger förhållandevis små bidrag till reduktionen av föroreningsmängden och läckaget. Alternativ 7, totalsanering, omfattar drygt m 3 massor. Jämfört med alternativ 5 erhålls i storleksordningen 20% ytterligare reduktion av såväl läckaget som föroreningsmängden, men den erforderliga saneringsinsatsen är mycket stor. Alternativet omfattar ytterligare ca m 3 massor än alternativ 5, d.v.s. ca 6 gånger mer. Åtgärder som syftar till mer än ca 80% reduktion av föroreningsspridningen medför således behov av betydande merinsatser, där effektiviteten (mätt som

41 41(69) den reduktion som uppnås i förhållande till tillkommande schaktvolymen) drastiskt minskar. Reduktion av läckaget till en nivå nära 80% kan enligt beräkningarna nås med en saneringsinsats som omfattar ca m 3 (alternativ 2). Beräkningarna visar att någon avsevärt bättre effekt inte nås med en fördubbling av insatsen (alternativ 5), men man bör då beakta osäkerheten i spridningsberäkningarna. Huruvida alternativ 1 och 2, som omfattar urgrävning av område A till 3 m, medför att spridning till det övre magasinet förhindras bedöms dock vara mycket osäkert. Detta beror på att betsvämmorna är grundlagda kring 3 m djup och att spridningsvägar under betsvämmorna kan komma att kvarlämnas om urschaktningen begränsas till detta djup. Med alternativ 3 (urgrävning till 4 m djup under betsvämmorna) bedöms denna osäkerhet minska betydligt. Vidare råder viss osäkerhet kring föroreningsutbredningen på olika ställen under och i anslutning till tidigare byggnader. Osäkerheten beror dels på att variationen i föroreningshalter är mycket stor såväl areellt som i djupled. Det är känt att partier med höga halter förekommer lokalt, för vilka det är oklart vilket deras faktiska bidrag till läckaget är. Alternativ 4 är valt så att osäkerheter kring dessa områdens bidrag till läckaget i det övre magasinet begränsas. Alternativ 5 ger i förhållande till alternativ 4 inte någon betydande reduktion av det samlade läckaget, men alternativet medför framför allt en minskning av läckaget till det undre magasinet i jordlagren, vilket diskuteras närmare i kapitel Detta är av stor vikt om ett generellt skydd av grundvatten eftersträvas. Alternativ 5 innebär dessutom att den beräknade totalmängden föroreningar inom det södra området minskas med uppemot 80%, vilket var målet för åtgärderna inom det norra området. Mot bakgrund av ovanstående bedöms alternativ 4 vara av lämplig omfattning för att man med rimlig grad av säkerhet ska uppnå en reduktion om ca 80% av spridningen i det övre magasinet. Vidare bedöms alternativ 5 vara av lämplig omfattning för att även reduktion av spridningen till det undre magasinet ska begränsas. Alternativ 6 och 7 bedöms inte leda till riskreduktion i paritet med omfattningen av åtgärderna. Nedanstående åtgärdsalternativ bygger på urgrävning enligt alternativ 4 och 5. Vidare förutsätts att skyddstäckning utförs över i princip hela området med 1 m ren jord av skäl som redovisas i kapitel Alternativa former för omhändertaganden Som framgår av kapitel bedöms deponering eller termisk behandling ex situ genom desorption utgöra tänkbara alternativ för omhändertagande av urgrävda massor. Var eventuell behandling genom termisk desorption kan genomföras är för närvarande oklart, eftersom någon fast anläggning inte finns tillgänglig inom regionen eller var en temporär anläggning kan komma att uppföras. Som nämnts ovan finns dock sannolikt avfallsanläggningar i Skåne som skulle kunna ha plats och tillstånd för en mobil anläggning. Behandling inom regionen skulle öppna upp för möjligheten att nyttja behandlade massor för återfyllnad av saneringsschakterna. Det är likaså oklart i dagsläget vilka deponeringsanläggningar i Sverige som kan ta emot förorenade massor från BT Kemi, men som nämnts ovan torde möjligheter finnas vid Ekokems anläggning i Kumla (tidigare Sakab). På grund av osäkerheter kring vilka möjligheter för behandling eller deponering som föreligger saknas underlag för säkrare kostnadsbedömningar. För termisk behandling kan tidigare kostnader för behandling av massor från det norra området vara vägledande, men man bör då beakta att behandlingen genomfördes för 7 8 år sedan samt att den utfördes vid stationär anläggning. För deponering har de flesta avfallsbolag prislistor som kan vara vägledande, men

42 42(69) det är troligt att andra tariffer kan komma att gälla för massor från BT Kemi, eftersom föroreningsinnehållet inte är vanligt förekommande och att därför särskilda åtgärder måste vidtas för förbehandling av massorna eller för behandling av lakvattnet. Prisindikationer som har kunnat erhållas pekar mot kostnader för termisk behandling kring (ca kr/ton) och för deponering kring 500 kr/ton. Givet att termisk behandling kan utföras inom regionen på ett avstånd inom 5 mil och att deponeringsmöjligheter endast kan erbjudas inom ett avstånd på 50 mil får transportkostnaderna mycket stor betydelse för kostnaderna för omhändertagande, vilket framgår av tabell 7. I tabellen har ett snittpris på kr/ton valts för termisk behandling. Tabell 7. Bedömda à-priser för termisk behandling genom desorption samt deponering. Post Termisk behandling Deponering Transport avstånd (km) Transportkostnad (kr/ton) Behandlingskostnad (kr/ton) Kostnad omhändertagande (kr/ton) Kostnad omhändertagande (kr/m 3 ) Under de antagna förhållandena är kostnaden inkl. transporter ca 16% högre för behandling än deponering. Om återfyllning sker med behandlade massor i stället för inköpta massor bedöms en besparing kunna göras med ca 100 kr/ton, motsvarande ca 190 kr/m 3, d.v.s. ca 8% av behandlingskostnaden inkl. transporter. Termisk behandling respektive deponering har olika för- och nackdelar. De viktigaste fördelarna redovisas i tabell 8. Tabell 8. Fördelar med termisk behandling respektive deponering. Faktor Termisk desorption Deponering Kommentarer Destruktion av föroreningarna + Energiförbrukning + Termisk behandling innebär att föroreningarna destrueras, medan deponering innebär långtidsförvaring. Termisk behandling innebär stort energibehov i processen, väsentligt större än för deponering. Möjligheter för återanvändning av behandlade massor + Termisk behandling medför att behandlade massor kan återanvändas som återfyllnadsmaterial inom saneringsområdet givet att reduktionen är tillräcklig och transportavstånden rimliga. Beroende av materialegenskap er + Den termiska desorptionen är beroende av bl.a. massornas textur och vatteninnehåll, medan deponering är mindre beroende av sådana egenskaper. Vad gäller schaktnings- och sorteringsarbeten inom BT Kemi-området bedöms inga väsentliga skillnader föreligga vid behandling eller deponering. Schaktningsarbetena och masshanteringen bedöms ske på likartat sätt och med

43 43(69) ungefär samma takt. Det innebär att störningar i närområdet bedöms vara i stort sett likvärdiga. Vad gäller riskreduktionen som uppnås inom området påverkas inte den av sättet för omhändertagandet. Trots att kostnaden för termisk behandling torde vara något högre än för deponering väljs termisk behandling genom desorption som metod för omhändertagande av de förorenade massorna. Fördelen är att destruktion av föroreningarna uppnås. Vidare gav saneringen av det norra området goda erfarenheter av metoden. På grund av osäkerheter i främst kostnadsbilden bör dock möjligheter hållas öppna i kommande entreprenadupphandling för alternativa former för omhändertagande. Utvärderingskriterier kan då behöva formuleras för faktorer som eventuellt anses vara viktiga att beakta i val av metod, såsom grad av destruktion av föroreningarna, utsläpp av växthusgaser. 9.3 Inneslutningsalternativ Vid tillämpning av inneslutning bör strävan vara att begränsa schaktarbetet och därmed minska behovet av omflyttning av förorenade massor så långt som möjligt. Om inneslutningen inte omsluter alla delar som ger väsentligt bidrag till läckaget bör de förorenade massorna inom dessa delar kunna rymmas innanför inneslutningen i stället för att behöva transporteras bort för externt omhändertagande. Ett mindre och ett större alternativ har övervägts. Det mindre omfattar område A, betsvämmorna, (figur 19) och det större även f.d. Lans Mekaniska Verkstad (figur 20). Omfattningen av inneslutningsalternativen framgår av tabell 9. Figur 19. Inneslutningsalternativ 1.

44 44(69) Figur 20. Inneslutningsalternativ 2. Tabell 9. Omfattning av inneslutningsalternativen. Röda moduler är från början belägna innanför inneslutningen och rödgula samt gula delvis innanför. Barriären antas nå ner till 6 m djup. Gröna moduler omfattar massor som behöver schaktas upp och flyttas innanför det inneslutna området. Område Yta (m 2 ) A 3643 B 340 C 1191 D 340 E 673 F 84 G 1620 H 3113 I 1880 J 951 K 357 L 8885 M 4192 M1 100 N 3083 O 2234 P 3080 Q 5873 R 421 Inneslutningsalternativ 1 Inneslutningsalternativ De inneslutna områdenas area, barriärlängder och behovet av omflyttning av massor utanför de inneslutna områdena framgår av tabell 10.

45 45(69) Tabell 10. Inneslutningsalternativens dimensioner samt behov av omflyttning av förorenade massor utanför de inneslutna områdena. Alternativ Area (m 2 ) Barriärlängd (m) Vertikal barriäryta (m 2 ) Massor för omflyttning (m 3 ) Alternativ 2 innebär att alla kända betongkonstruktioner vid den tidigare fabriken omsluts av den vertikala barriären. I alternativ 1 måste dessa (t.ex. betkulverten under f.d. Lans Mekaniska Verkstad) friläggas och rivas. Schaktningsarbetet i alternativ 1 omfattar mer än dubbelt så stor volym massor och väsentligt mer arbetskrävande insatser jämfört med alternativ 2. Barriärlängden blir något större i alternativ 2, men framför allt ökar ytan som behöver sluttäckas (närmare 2,5 gånger större). Urgrävda massor, som placeras innanför det inneslutna området, innebär i alternativ 1 en genomsnittlig uppfyllnadshöjd på ca 1,7 m. Eftersom utfyllnaden inte kan utföras jämntjock måste utfyllnaden centralt inom området utföras upp till ca 3 m och med fall ut mot sidorna. Det medför att tämligen stor lutning (ca 1:4). Om behov uppkommer av att innesluta ytterligare massor saknas reserver. Alternativ 2 rymmer med lätthet de massor som behöver omflyttas. Dessutom finns goda marginaler att även inrymma andra lättare förorenade massor som kan uppkomma vid schakt- och rivningsarbeten. I tabell 11 redovisas mängden förorenade massor och andelen föroreningar som innesluts i de två alternativen samt den beräknade reduktionen av läckaget. Tabell 11. Innesluten volym förorenade massor, andel inneslutna föroreningar (summa fenoxisyror, klorkresoler och klorfenoler) och reduktion av läckaget. Alternativ Åtgärdad volym (m 3 ) Andel inneslutna föroreningar (%) Reduktion läckage (%) I inneslutningsalternativ 2 innesluts dubbelt så stor volym förorenade massor. Mängden föroreningar som innesluts skiljer sig dock marginellt åt, liksom reduktionen av läckaget. Trots marginellt skilda effekter av läckaget bedöms det större inneslutningsalternativet vara klart bättre än det mindre alternativet. Det senare innebär väsentligt större risker vid genomförandet och mindre flexibilitet. Det större läggs därför som grund för ett av nedanstående åtgärdsalternativ.

46 46(69) 10 Uppsamling och behandling av grundvatten och länshållningsvatten 10.1 Behov Vid ovan nämnda åtgärdsalternativ, som bygger på urgrävning av förorenad jord (4 och 5), behöver åtgärder vidtas för att avsänka grundvattnet inom schaktområdet och för att samla upp nederbördsvatten från arbetsytor och schaktgropar. Även vid inneslutningsalternativ 2 finns behov av uppsamling av vatten från arbetsytor och genom länshållning, men i mindre omfattning. Inget av de alternativ som föreslås nedan bygger på att uppsamling och behandling av grundvatten ska ske permanent eller under mycket lång tid, eftersom detta strider mot projektets övergripande mål. Inom det norra området har den pumpning och behandling av dräneringsvatten som påbörjades i slutet av 1970-talet dock fortsatt även efter det att saneringen avslutades Skälet har varit att det har varit viktigt att följa upp effekterna av åtgärderna och att avvakta saneringen av det södra området, innan ställningstaganden görs kring att helt avsluta pumpningen. Under tiden har pumpningen minskat i omfattning från i snitt ca 80 m 3 /d under 2009 till för närvarande ca 25 m 3 /d. NSVA, som tar emot och behandlar dräneringsvattnet tillsammans med övrigt spillvatten i reningsverket i Landskrona, har förklarat att man inte önskar ta emot vatten från BT Kemi-området. Det betraktas nämligen som industriavloppsvatten med annan sammansättning än vad som kännetecknar konventionellt spillvatten från hushåll och liknande och det bör därför behandlas vid källan. Det är därför högst osannolikt att NSVA kan komma att godkänna ytterligare belastning med dränerings- och länshållningsvatten från sanering av det södra området. Dräneringsvatten och länshållningsvatten som uppstår vid schaktsaneringar inom det södra området kan inte släppas ut direkt i recipient utan behöver behandlas med avseende på BT Kemi-typiska föroreningar, främst fenoxisyror, men även klorfenoler och klorkresoler och möjligtvis också dinoseb och partikelbundna dioxiner. Ämnessammansättningen kan förväntas vara i stort sett densamma som för dräneringsvattnet inom det norra området, men haltnivåerna och haltförhållandena torde vara annorlunda. Inom det norra området har med tiden ett tämligen stabilt tillstånd etablerats, där dräneringsvattnet helt domineras av två fenoxisyror (mekoprop och 4-CPP). Inom det södra området torde haltvariationerna i samband med schaktsanering vara större och fördelningen av halter variera betydligt mer än vad som är fallet för dräneringsvattnet inom det norra området. Kännetecknande för grundvattnet inom området är också höga järn- och manganhalter, vilket påverkar behandlingsförutsättningarna. Länshållningsvatten från schakter kan förväntas ha lägre järn- och manganhalter än dräneringsvattnet från det norra området, men partikelhalten kan förväntas vara mycket hög, vilket måste beaktas vid val av behandlingslösning. En behandlingsanläggning för vatten som uppkommer vid schaktsanering av det södra området behövs således. Lämpligen utformas och dimensioneras anläggningen så att dräneringsvatten från även det norra området kan behandlas. Därmed skulle överföringen till kommunens ledningsnät kunna upphöra. I stället behövs tillstånd för uppsläpp till Braån av det behandlade vattnet Vattenmängder Vattentillrinningen i samband med schaktarbeten består av två delar. En del är det grundvatten som kommer att dräneras i jordlagren till schakten. Den andra delen är det vatten som kommer att avledas till schakten i samband med regn. När en schakt öppnas krävs att grundvattnet i omgivningen avsänks. Hur fort detta kan ske beror på grundens vattenförande förmåga och hur omfattande

47 47(69) dräneringsanordningar som har utförts. Sannolikt är tillrinningen till en schakt i det aktuella området mycket långsam och det borde därför vara tillräckligt med att ha en eller ett par länspumpar i schaktens lågpunkt/punkter. Mängden vatten som behöver samlas upp beror ytterst på grundvattenbildningens storlek och tillrinningsområdets utbredning. Tillrinningsområdet för eventuell schakt vid betsvämmorna kan mot norr komma att sträcka sig till järnvägen och det norra områdets dräneringssystem. I övriga riktningarna bedöms de kommunala avloppsledningarna begränsa utbredningen. Infiltrationsområdet för en schakt i södra området uppskattas därför till som allra högst ca 5 ha. Grundvattenbildningen i området bedöms vara i genomsnitt ca 300 mm/år, vilket innebär en tillrinning till schakten om m 3 /år eller ca 2 m 3 /tim eller 50 m 3 /d i genomsnitt. I samband med regn kommer schakten att kunna fyllas med regnvatten som också måste tas om hand. Även vatten från lagringsytor för massor måste tas om hand. Mängden beror på avrinningsområdets storlek och dess avrinningskoefficient samt regnets intensitet och varaktighet. Avrinningsområdet utgörs dels av den öppna schakten samt den befintliga lagringsplattan avsedd att rymma förorenade massor. Plattan är ca m 2 och den öppna schakten kan bedömas behöva vara lika stor. Störst vattenmängd fås vid regn med lång varaktighet. I detta fall torde 12 timmars varaktighet vid ett regn med intensiteten 6 l/s*ha eller 22 m 3 /tim*ha vara dimensionerande (ett regn som återkommer statistiskt vartannat år har antagits). Om man därtill förutsätter en avrinningsfaktor på 0,9 blir den maximala vattenmängden vid regn 7 m 3 /tim eller 80 m 3 på 12 timmar. Kortvariga regn med 1 timmes varaktighet beräknas ge i stort sett samma mängd (50 m 3 ) och även regn med 1 dygns varaktighet ger totalt 80 m 3 på aktuell yta. Tillsammans med grundvattnet i övrigt från området behöver således minst ca 9 m 3 /tim kunna omhändertas vid kraftiga regn. För att ha en säkerhet i driften bör en behandlingsanläggning vara uppdelad i två parallella linjer som kan drivas var för sig. Vidare bör det finnas ett utjämningsmagasin före anläggningen som kan omhänderta en viss variation i tillrinningen. I de båda urgrävningsalternativen bedöms att magasinet bör vara ca m 3 motsvarande 15 dygns uppehållstid vid regn. Varje linje bör dimensioneras för 8 m 3 /tim, vilket då också kan inrymma belastning från befintlig pumpstation inom det norra området (f.n. ca 25 m 3 /d eller ca 1 m 3 /tim). Även i inneslutningsalternativet (kapitel 9.3) behövs en behandlingsanläggning för vatten från schaktarbeten och dräneringsvattnet från det norra området. Mängden vatten från schaktarbetena i detta alternativ bedöms dock bli väsentligt mindre. En anläggning med två linjer var och en med kapaciteten 5 m 3 /tim samt ett utjämningsmagasin med volymen m 3 förutsätts behövas i detta alternativ. Om enbart dräneringsvattnet från det norra området ska behandlas i en egen anläggning bör kapaciteten vara för 2 m 3 /tim per linje Uppsamlingssystem Grundvattnet från området och även det vatten som direkt regnar i schakten samlas lättast upp i en lågpunkt i schakten med hjälp av dränkbara länspumpar. Vatten från lagerplattan leds till en brunn där också en länspump kan placeras. Via pumparna leds vattnet till behandling. Hit kan också vatten från en hjultvätt ledas. Vattnet pumpas till slamavskiljning enligt nedan Behandlingssystem Länsvattnet från schaktarbetena kommer att innehålla mycket slam och finpartiklar. Ett första steg med slamavskiljning av grövre partiklar behövs därför. Ett enkelt sätt är att leda allt vatten från schakten till containrar i vilka slammet får sedimentera.

48 48(69) Vid en ytbelastning av 2 3 m/tim bedöms ca 90% av alla partiklar större än 0,06 mm sedimentera. Vid ett flöde om 9 m 3 /tim skulle därmed en yta om 3 4 m 2 behövas. En 30 m 3 container har en yta på ca 11 m 2 skulle således vara tillräcklig. För att ha reserv och möjliggöra tömning samt för att ha extra magasin för efterföljande behandling antas att 3 st containrar anordnas på lämplig plats och så att vattnet kan ledas till valfri container. Vattnet ska också kunna ledas mellan containrarna på valfritt sätt så att de t.ex. kan drivas i serie. Efter slamavskiljningen samlas vattnet, som nämnts ovan, lämpligen i ett magasin innan det pumpas till fortsatt behandling. Magasinet utförs förslagsvis som en öppen damm med gummiduks- eller HDPE-dukstätning i botten. Den efterföljande behandlingen bedöms behöva bestå av kemisk fällning med efterföljande slamavskiljning i lamellseparator eller med flotation. Därefter leds vattnet till först ett sandfilter och sedan till ett filter med aktivt kol. Sandfiltret innebär att kolfiltrets förmåga att ta hand om bekämpningsmedel inte belastas med partiklar och järnutfällningar i onödan. Det bildade slammet måste avvattnas innan det kan deponeras sannolikt som s.k. farligt avfall. Avvattningen kan ev. ske i filtersäckar efter polymertillsats eller i en mekanisk slamavvattning. Behandlingen av vattnet ska så långt möjligt vara helautomatisk och försedd med utrustning för mätning av flöde och kemikalietillsatser, övervakning och styr- och reglerutrustning. Den ska vara uppdelad på två linjer så att alla enheter i princip är dubblerade så att full reserv finns. Vardera linjen dimensioneras för ovan nämnda flöden (8, 5 resp. 2 m 3 /tim beroende på alternativ). Anläggningen föreslås placeras vid kommunens avloppspumpstation (det f.d. reningsverket) ca 300 m väster om det södra området. En utjämningsbassäng för vattnet från slamavskiljningscontainrarna bör som nämnts anordnas före behandlingen. Vattnet från det norra området leds in till anläggningen via den befintliga tryckledningen som förlängs till utjämningsdammen Utsläppspunkt Med ovanstående förslag till utformning av behandlingsanläggningen bedöms vattnet vara så rent att det kan släppas till kommunens dagvattenledning och vidare till Braån. Utsläpp i Braån kräver dock miljötillstånd. På grund av osäkerheten om sådant kan erhållas innan efterbehandlingsarbetena påbörjas, förutsätts i samtliga alternativ att det behandlade vattnet ska kunna avledas till NSVA:s reningsverk i Landskrona i avvaktan på tillstånd Drifttider och vattenmängder Drifttider och totala vattenmängder redovisas i beskrivningen av alternativen i kapitel 11.

49 49(69) 11 Åtgärdsalternativ 11.1 Inledning Åtgärdsutredningen utgår, till skillnad från tidigare åtgärdsutredning (Sweco, 2011), från endast ett markanvändningsscenario, nämligen: att området ska användas som allmän platsmark, främst park- eller naturområde. De verksamheter, som tidigare fanns på södra området har upphört och alla byggnader utom projektets lagringshall har rivits ovan mark. För att uppnå projektmålen kan man tänka sig två huvudstrategier, nämligen att man utför riskreducerande åtgärder som främst bygger på: Reduktion av föroreningsmängden Inneslutning av föroreningarna med syfte att begränsa för sannolikheten för exponering och spridning I det förstnämnda fallet omhändertas alla eller delar av föroreningarna genom t.ex. urgrävning eller reduktion in situ. I det senare fallet kvarlämnas alla eller merparten av föroreningarna på plats, men under kontrollerade förhållanden. Alternativen kan utföras i olika omfattning beroende på önskad grad av riskreduktion och möjlighet till finansiering av åtgärderna. Utöver alternativ som bygger på antingen mängdreduktion eller inneslutning belyses också två noll-alternativ. Ett av dessa innebär att området lämnas helt som det är utan åtgärder och att pågående lakvattenbehandling upphör samt ett minimialternativ som innebär att minsta möjliga åtgärder genomförs, som bedöms nödvändiga för att skydda människor och miljö. I det senare fallet förutsätts att lakvattenpumpningen inom det norra området fortsätter som nu med syfte att skydda Braån. Något maximialternativ med totalsanering enligt alternativ U7 ovan (kapitel 9.1), där i stort sett samtliga förorenade jordlager behandlas eller omhändertas, har inte medtagits till slutlig värdering Skälet är att godtagbar riskreduktion, i såväl kortare som längre tidsperspektiv, bedöms kunna uppnås med väsentligt mycket mindre insatser inriktade på de mest förorenade områdena. Vidare är det uppenbart att kostnaden för en totalsanering av föroreningarna skulle bli extremt höga, uppskattningsvis i storleksordningen Mkr. Kostnaden bedöms inte stå i rimlig proportion till den marginellt högre reduktion av föroreningsmängd och -spridning som uppnås jämfört med övriga alternativ Sammanställning över alternativen Med ovanstående som utgångspunkt har följande tre huvudalternativ (nollalternativ N, alternativ U med reduktion av föroreningsmängden genom urgrävning och alternativ I med inneslutning av föroreningarna) identifierats enligt tabell 12. Siffrorna i alternativbeteckningarna (U4, U5 och I2) korresponderar mot den numrering av alternativen som övervägs i kapitel 9.1 respektive 9.3. Uppställningen av alternativen är gjord så att den bedöms följa en logisk valprocedur. Först ställs mängdreduktion genom urgrävning och externt omhändertagande mot inneslutning. Val av urgrävningsalternativ görs därefter med hänsyn till omfattningen och först därefter med hänsyn till omhändertagandet. Skälet för att omhändertagandet ligger längre ner i urvalsprocessen är att tillgängliga alternativ för närvarande är oklara och kostnaderna är osäkra, vilket kommer att vara fallet ända fram tills dess att konkreta anbud har lagts. Samtliga åtgärdsalternativ omfattar kompletterande åtgärder i form av övertäckning av södra området med 1 m ren jord, säkring av markförlagda ledningar som skydd mot spridning samt administrativa skyddsåtgärder genom markanvändningsrestriktioner. Omfattningen av alternativen beskrivs utförligare nedan.

50 50(69) Tabell 12. Sammanställning över identifierade alternativ. Alternativ Primär åtgärd Utförandealternativ Kompletterande åtgärder N1 Ingen Inga Långtidsuppföljning. Nollalternativ N2 Pumpning och behandling inom det norra området. Vattenbehandling. Begränsade säkerhetsåtgärder inkl. inhägnad. Långtidsuppföljning. Urgrävning och externt omhänder- U4_T Urgrävning inom område A (0 4 m) + övriga områden. Termisk behandling. Deponering Olika platser Övertäckning av området med minst 1 m ren jord. Säkring av mark- tagande av förorenade massor U5_T Urgrävning inom område A (0 6 m) + övriga områden. Termisk behandling. för behandling eller deponering förlagda ledningar. Adm. skyddsåtgärder (markanvändningsrestriktioner). Inneslutning I2 Inneslutning av område A m.fl. med tätspont samt omflyttning av förorenade massor utanför inneslutningen till densamma. Tätspontsutformning. Övertäckning av området med minst 1 m ren jord. Säkring av markförlagda ledningar. Adm. skyddsåtgärder (markanvändningsrestriktioner). Långtidsuppföljning Förutsättningar och antaganden Mängder och behandling av förorenade massor Mängdberäkningar baseras på överslagsberäkningar och egna principskisser. Erfarenheter från utförda del- och testsaneringar har använts. I beräkningarna har viss hänsyn tagits till lägre kapacitet vad gäller schaktning, som i sin tur påverkar både kostnad för schakt och transporter. Volymvikten för jord antas uppgå till 1,9 ton/m 3 och för betong 2,4 ton/m 3. För kostnadsanalysen har förutsatts att jordmassor som omhändertas, behandlas externt genom termisk desorption. Behandlingskostnaden bedöms uppgå till kr/ton (ca 130), vilket bygger på uppgifter från saneringen av norra området med justering efter indikationer från behandlingsentreprenörer. För kostnadsanalysen har valutakursen 9,3 kr/ använts. Varje skillnad i valutakurs om 1 kr motsvarar således drygt 90 kr/ton i behandlingskostnad. Under posten Återställning har ingen hänsyn tagits till eventuellt framtida utformningsprogram för området. Dock ingår en uppbyggnad av minst 1 m ren jord på samtliga ytor Vattenbehandling Kostnader för vattenbehandling bygger på förutsättningar enligt kapitel 10. I alternativ U4_T, U5_T och I2 förutsätts att vatten från upplagsytor och länshållningsvatten måste omhändertas och behandlas under genomförandet av efterbehandlingsåtgärderna. Eftersom det är osäkert om tillstånd för utsläpp av det behandlade vatten hinner ges innan arbetena startar förutsätts att vattnet efter behandling avleds till Landskronas avloppsreningsverk.

51 51(69) I nämnda tre åtgärdsalternativ förutsätts att behandlingen av vatten fortgår under ytterligare tre år efter det att efterbehandlingsarbetena är avslutade, men med lägre kapacitet. Under denna tid förutsätts att underlag för och beslut om tillstånd för avslutning av pumpningen och behandlingen kan erhållas. Uppföljande provtagning i Braån och utvalda grundvattenrör förutsätts ske i tre år till i urgrävningsalternativen. I inneslutningsalternativet förutsätts uppföljning behöva ske i upp till 50 år, som en del av funktionskontrollen av inneslutningen. Samma uppföljningsperiod (50 år) förutsätts också i nollalternativen (N1 och N2) Omkostnader och oförutsedda kostnader En omkostnadskalkyl för entreprenadarbeten har tagits fram. Inget generellt påslag för att täcka in t.ex. oförutsedda mängder har använts i mängdberäkningarna. Däremot har ett generellt påslag gjorts för oförutsedda kostnader i kostnadssammanställningen i kapitel Alternativ N1 Inga åtgärder Förutsättningar och omfattning Alternativ N1 innebär: att området inte nyttjas för någon verksamhet att inga efterbehandlingsåtgärder genomförs att endast vissa skyddsåtgärder vidtas innebärande att farliga föremål avlägsnas, brunnslock säkras m.m. samt att varningsskyltar sätts upp att pumpningen av dräneringsvatten inom det norra området upphör att långtidsuppföljning av påverkan på Braån fortsätter i nuvarande omfattning I detta alternativ genomförs således inga åtgärder med syfte att reducera föroreningsmängden eller för att innesluta föroreningarna. Inte heller tekniska skyddsåtgärder genomförs för att förhindra att människor, djur och marklevande organismer exponeras mot föroreningar inom området. Pumpningen av dräneringsvatten inom det norra området avslutas. Alternativ N1 utgör ett referensalternativ för att beskriva vilka potentiella hälsooch miljörisker som hela BT Kemi-området utgör och för att jämföra vilken riskreduktion som kan uppnås med olika åtgärdsalternativ för det södra området Tid för efterbehandling Någon efterbehandling genomförs inte Drift- och underhållsbehov Långtidsuppföljning av emissioner från området (grundvatten, spillvatten, dagvatten och ytvatten) bedöms behöva ske under lång tidsrymd (i storleksordningen 50 år) Kostnader Kostnader uppkommer för de mycket begränsade åtgärder som vidtas för att minska risken för olycksfall samt för uppsättning av varningsskyltar. Kostnaden för detta beräknas uppgå till ca 0,2 Mkr. Vidare måste långtidsuppföljning av förhållandena i Braån fortsatt ske. Kostnaden för detta uppskattas till ca 0,3 Mkr/år under 50 år.

52 52(69) Osäkerheter och risker Projektriskerna är låga för detta alternativ, under förutsättning att det (mot förmodan) skulle vinna acceptans, men hälsoriskerna och framför allt miljöriskerna, särskilt påverkan på Braån, ökar till följd av att människor och miljö exponeras i större omfattning än nu för föroreningar till följd av ökade möjligheter för tillträde till området och avslutad pumpning. Detta innebär att krav på åtgärder förr eller senare med mycket stor sannolikhet kommer att resas. En trolig konsekvens av alternativet är att administrativa skyddsåtgärder i form av restriktioner på markanvändningen, t.ex. genom att förklara området som miljöriskområde, kommer att behöva vidtas Alternativ N2 Fortsatt pumpning m.m Förutsättningar och omfattning Alternativ N2 innebär att: att området inte nyttjas för någon verksamhet att inga efterbehandlingsåtgärder genomförs inom det södra området att begränsade skyddsåtgärder utförs inom området samt att staketet som kringgärdar förorenade delar av det södra området behålls och förstärks för att förhindra tillträde till dessa områden att pumpningen av dräneringsvatten inom det norra området fortsätter i nuvarande omfattning, men att lokal behandlingsanläggning uppförs med utsläpp av behandlat vatten till Braån att långtidsuppföljning av påverkan på Braån fortsätter i nuvarande omfattning I detta alternativ genomförs således inga åtgärder med syfte att reducera föroreningsmängden eller för att innesluta föroreningarna. Däremot genomförs tekniska skydds- och säkerhetsåtgärder för att förhindra att människor exponeras mot föroreningar inom området genom att förorenade delar av området hålls inhägnade. Marklevande organismer samt djur som kan passera inhägnaden kommer inte att skyddas. Pumpningen av dräneringsvatten inom det norra området fortsätter, men med lokal vattenbehandlingsanläggning enligt kapitel 10 dimensionerad för 2 x 2 m 3 /tim och m 3 /år Tid för efterbehandling Någon efterbehandling genomförs inte Drift- och underhållsbehov Dräneringssystem, pumpstation och behandlingsanläggning medför behov av drift och övervakning samt behov av regelbundet underhåll, såsom byte av kolfilter och pumpar samt rensning av ledningar. Viss övervakning samt underhåll av stängslet erfordras. Långtidsuppföljning av emissioner från området (grundvatten, spillvatten, dagvatten och ytvatten) bedöms behöva ske under lång tidsrymd (i storleksordningen 50 år) Kostnader Kostnader uppkommer för de åtgärder som behövs för att säkerställa att människor inte kan komma in på området och skadas. Stängslet behöver kompletteras, brunnslock säkras samt varningsskyltar uppsättas. Området bör få ett tillträdesförbud. Kostnaden för detta beräknas uppgå till ca 0,5 Mkr. Kostnader fås också för den fortsatta behandlingen av dräneringsvattnet från det norra området. Ett eget reningsverk måste byggas och driften med

53 53(69) uppföljning av förhållandena i Braån beräknas behöva ske under 50 år. Reningsverket inkl. erforderliga miljötillstånd beräknas kosta 5 Mkr och 0,8 Mkr/år i drift och underhåll inkl. underhållet av områdesskyddet. Vidare tillkommer uppföljning av Braån vilken beräknas kosta 0,3 Mkr/år Osäkerheter och risker Förorenat grundvatten kommer även fortsättningsvis att spridas från det södra området. Spridningen till dräneringssystemet på norra området kan medföra att tiden fram till dess att pumpningen kan upphöra förlängs väsentligt. Vidare kommer förorenat grundvatten fortsatt att belasta kommunens spill- och dagvattensystem, vilket sannolikt kommer att medföra krav på åtgärder från NSVA, t.ex. att utföra ett dräneringssystem inom det södra området för avledning av dräneringsvatten till det lokala reningsverket Alternativ U4_T Urgrävning och termisk behandling Förutsättningar och omfattning Detta alternativ bygger på mängdreduktion genom urgrävning och externt omhändertagande av förorenade massor genom termisk desorption. Urgrävning utförs av förorenade massor inom områden och djup enligt figur 21 med transport till behandlingsanläggning inom 5 mils radie. Behandlade rena massor återförs till området för återfyllning av urschaktade områden. Området återställs genom övertäckning av 1 m ren jord över hela området. Administrativa skyddsåtgärder i form av restriktioner för markanvändningen, t.ex. vid anläggande av ledningar, kan erfordras, då totalsanering inte utförs. Figur 21. Alternativ U4_T. Områden som omfattas av schaktsanering Aktiviteter Inledande arbeten Befintligt staket kompletteras så att hela det blivande arbetsområdet inhägnas. Den del av befintlig spillvattenledning, som kommer att bli belastad med tung trafik inom området, renoveras eller ersätts med en ny ledning som tål de transporter som måste korsa ledningen. Vattenbehandlingsanläggning med kapaciteten 2 x 8 m 3 /t anskaffas i enlighet med tidigare beskrivning (kapitel 10). Drifttiden med denna kapacitet beräknas

54 54(69) till 12 mån och totalt behandlad vattenmängd till m 3. Efter genomförandet förutsätts vattenbehandling pågå i ytterligare 3 år med lägre kapacitet (2 x 2 m 3 /t och m 3 /år) tills dess allt vatten inkl. dräneringsvattnet från det norra området kan tillåtas ledas ut i Braån. Hjultvätt anordnas vid utfarten från området där även alla lastade fordon ska kontrolleras före utfart Rivning av ytbeläggningar Ytbeläggningar i form av asfalt, gatsten och betonggolv rivs i den mån de inte avses att nyttjas som upplags- och uppställningsytor under saneringsarbetena, och därefter rivas. Armeringsjärn särskiljs för separat omhändertagande. Rivningsmassor som misstänks vara förorenade separeras från övriga massor. Asfalt och gatsten omhändertas separat för återvinning om möjligt Saneringsschakt Sanering inleds med urschaktning av rena eller sannolikt rena massor, som måste tas bort för att möliggöra urschaktning av förorenade massor. Massorna placeras inom arbetsområdet i skilda högar för provtagning, analys och kontroll. Efter kontroll beslutas om de därefter ska användas som återfyllnad eller behandlas. Fortsatt urschaktning sker av massor inom områden enligt tabell 13. Betong bilas, sågas och klipps ned till max 50 mm storlek och läggs i sidoupplag för kontroll och beslut om fortsatt hantering. Armeringsskrot särskiljs för separat återvinning. Jord som bedöms ha låg föroreningshalt placeras i sidoupplag för kontroll och beslut om hantering enligt ovan. Tabell 13. Alternativ U4_T. Saneringsområden, areor, -djup och -volymer samt föroreningsmängd (summa fenoxisyror, klorkresoler och klorfenoler). Område Area(m 2 ) Djup (m) Volym (m 3 ) Föroreningsmängd (kg) Område A Område B Område C Område, D Område F Område I Område K Område M Summa Återfyllning Återfyllning av schaktsanerade ytor utförs med om möjligt urgrävda rena massor samt med behandlade rena massor. Vid behov införskaffas externa rena massor Rivning och säkring av markförlagda ledningar Befintliga ledningar kablar o.d. tas ur bruk och proppas på ett säkert sätt Återställning Samtliga ytor återställs genom övertäckning med minst 1 m ren jord i två skikt där det översta lagret består av minst 20 cm fukthållande växtjord samt med grässådd och plantering av buskar och träd liknande naturområdet på det norra området. Arbeten för planerad markanvändning i övrigt enligt kommunens kommande detaljplan utförs därefter av kommunen.

55 55(69) Omhändertagande av förorenade massor De förorenade massorna förutsätts kunna behandlas genom termisk desorption vid extern mobil behandlingsanläggning, som placeras på plats i regionen inom 5 mils radie där erforderliga tillstånd för sådan behandling finns. Efter kontroll av behandlingen återtransporteras de renade massorna till Teckomatorp för återfyllnad. Erforderlig packning av återfyllnadsmassor sker innan återställningsarbetena påbörjas Tid för genomförande Tiden för efterbehandling bedöms uppgå till ca 10 månader Drift- och underhållsbehov Dräneringssystem, pumpstation och behandlingsanläggning medför behov av drift och övervakning samt behov av regelbundet underhåll, såsom byte av kolfilter och pumpar samt rensning av ledningar under en period som förutsätts uppgå till 3 år efter avslutad sanering. Uppföljning av emissioner från området (grundvatten, spillvatten, dagvatten och ytvatten) bedöms behöva ske under en begränsad tidsrymd (ca 6 år efter avslutad sanering) Mängder och kostnader Ovan beskrivna markarbeten omfattar beräknade mängder och kostnader enligt tabell 14. I kostnadsbedömningen har förutsatts att ca m 3 massor utöver de förorenade massorna måste grävas upp och kontrolleras. Av dessa förutsätts m 3 kunna återläggas. Tabell 14. Alternativ U4_T. Beräknade mängder och kostnader. Typ av arbete Mängd Enhet Kostnad (Mkr) Omkostnader 10 månad 19,6 Förberedande arbeten inklusive ledningssystem 1 st 4,2 Vattenbehandlingsanläggning 1 st 7,0 Drift vattenbehandling under genomförandet m 3 2,0 Schakt ton 2,5 Transport (20% inom området) ton 5,0 Behandling ton 56,8 Återfyll med behandlade massor ton 1,8 Alternativ: Återfyllning med inköpta massor ton 6,9 Modellering hela området m 3 2,2 Återställningsarbeten (övertäckning och plantering) m 2 13,2 Summa (återfyll med behandlade massor) Osäkerheter och projektrisker Osäkerheten kring föroreningsutbredningen, framförallt under och kring f.d. Lans Mekaniska Verkstad, och därmed mängden som skall schaktas och behandlas bedöms som stor Alternativ U5_T Urgrävning och termisk behandling Förutsättningar och omfattning Detta alternativ, som skiljer sig från alternativ U4_T endast genom större saneringsdjup inom område A, bygger således också på mängdreduktion

56 56(69) genom urgrävning och externt omhändertagande av förorenade massor genom termisk desorption eller deponering. De områden som omfattas av saneringen framgår av figur 22. Administrativa skyddsåtgärder i form av restriktioner för markanvändning, t.ex. vid anläggande av ledningar eller nya byggnader kan erfordras även i detta alternativ, då totalsanering inte utförs. Figur 22. Alternativ U5_T. Områden som omfattas av schaktsanering Aktiviteter Aktiviteterna och de berörda områdena är desamma som i alternativ U4_T (kapitel ), men åtgärderna omfattar mängder enligt tabell 15. Drifttiden för vattenbehandlingsanläggningen beräknas till 15 mån och totalt behandlad vattenmängd till m 3 under genomförandet av åtgärderna. Tabell 15. Alternativ U5_T. Saneringsområden, areor, -djup och -volymer samt föroreningsmängd (summa fenoxisyror, klorkresoler och klorfenoler). Område Area(m 2 ) Djup (m) Volym (m 3 ) Föroreningsmängd (kg) Område A Område B Område C Område, D Område F Område I Område K Område M Summa Omhändertagande av förorenade massor Samma som alternativ U4_T (kapitel ).

57 57(69) Tid för genomförande Tiden för efterbehandling bedöms uppgå till 12 månader Drift- och underhållsbehov Samma som alternativ U4_T (kapitel ) Mängder och kostnader Ovan beskrivna markarbeten omfattar beräknade mängder och kostnader enligt tabell 16. I kostnadsbedömningen har förutsatts att ca m 3 massor utöver de förorenade massorna måste grävas upp och kontrolleras. Av dessa förutsätts m 3 kunna återläggas. Tabell 16. Alternativ U5_T. Beräknade mängder och kostnader. Typ av arbete Mängd Enhet Kostnad (Mkr) Omkostnader 12 månad 23,6 Förberedande arbeten inklusive ledningssystem 1 st 4,2 Vattenbehandlingsanläggning 1 st 7,0 Drift vattenbehandling under genomförandet m 3 2,4 Schakt ton 3,7 Transport (20% inom området) ton 6,8 Behandling ton 78,0 Återfyll med behandlade massor ton 3,0 Alternativ: Återfyllning med inköpta massor ton 9,1 Modellering hela området m 3 2,2 Återställningsarbeten (övertäckning och plantering) m 2 13,2 Summa (återfyll med inköpta massor) 144, Osäkerheter och projektrisker Såsom i alt U4T finns osäkerhet kring föroreningsutbredningen, framförallt under och kring f.d. Lans Mekaniska Verkstad, och därmed mängden som skall schaktas bedöms som stor Alternativ I2 Fysisk inneslutning Förutsättningar och omfattning Detta alternativ bygger på fysisk inneslutning av förorenade massor med en 7 m djup och ca 500 m lång vertikal barriär inom område enligt figur 23, som omfattar ca m 2, Förorenade jordlager från områden I, K och M1 utanför denna yta grävs upp och placeras innanför det inneslutna området. Det inneslutna området täcks med ett horisontellt tätskikt och erforderlig skyddstäckning. Områdena utanför inneslutningen återställs genom övertäckning med 1 m ren jord. Administrativa skyddsåtgärder i form av restriktioner för markanvändningen, då sanering inte utförs. Långtidsuppföljning av emissioner från området utförs för kontroll av inneslutningens effektivitet.

58 58(69) Figur 23. Alternativ I2. Område som omfattas av inneslutning (gråstreckad yta) Aktiviteter Inledande arbeten Befintligt staket kompletteras så att hela det blivande arbetsområdet inhägnas. Vattenbehandlingsanläggning med kapaciteten 2 x 5 m 3 /t anskaffas i enlighet med tidigare beskrivning (kapitel 10). Drifttiden med denna kapacitet beräknas till 9 mån och totalt behandlad vattenmängd till m 3. Efter genomförandet förutsätts vattenbehandling pågå i ytterligare 3 år med lägre kapacitet (2 x 2 m 3 /t och m 3 /år) tills dess allt vatten inkl. dräneringsvattnet från det norra området kan tillåtas ledas ut i Braån. Hjultvätt anordnas vid utfarten från området där även alla lastade fordon ska kontrolleras före utfart Rivning av ytbeläggningar Ytbeläggningar i form av asfalt, gatsten och betonggolv rivs. Betong krossas för senare användning som gasavledande lager i övertäckningen över de förorenade jordlagren. Armeringsjärn särskiljs för separat omhändertagande. Asfalt och gatsten omhändertas separat för återvinning om möjligt Installation av vertikal barriär Stålspont drivs ner till 7 m djup längs begränsningslinjen för området enligt figur 23. Sponten förses med katodiskt skydd. Förorenade jordlager som uppkommer i samband med installation av barriären placeras innanför den vertikala barriären Sanering av områden utanför den vertikala barriären Förorenade jordlager från områdena I, K och M1 utanför barriären grävs upp och placeras inom densamma väl packade och med fall utåt. Saneringsområdena och volymerna framgår av tabell 17.