Riskbedömning av förorenad mark

Transkript

1 Riskbedömning av förorenad mark - MIFO fas 2 över Küllers handelsträdgård Självständigt arbete Nr 106 Johanna Schultz Verksamheter och industrier som pågått under de senaste århundradena har bidragit till utvecklingen och välståndet idag, men också lämnat tusentals förorenade områden bakom sig. Även om verksamheterna sedan länge avvecklats föreligger en risk att hälso-och miljöskadliga ämnen som använts av dem fortfarande finns kvar i marken. Sveriges länsstyrelser har idag identifierat ca områden som är misstänkt eller konstaterat förorenade. Arbetet pågår för att utreda vilka av dem som kan ha skadliga effekter för människors hälsa, naturresurser eller den biologiska mångfalden. Utredningarna görs med hjälp av Naturvårdsverkets metodik för inventering av förorenad mark, förkortat MIFO. Metoden innebär att området som undersöks placeras i en riskklass. Riskklassningen fungerar som ett prioriteringsverktyg över vilka områden man ska börja med när det gäller vidare åtgärder och sanering. Riskbedömning av förorenad mark - MIFO fas 2 över Küllers handelsträdgård Johanna Schultz Syftet med detta kandidatarbete är att göra en riskbedömning och riskklassning över Küllers handelsträdgård som var verksam i Uppsala från 1930-talet fram till slutet av 1960-talet. Under den verksamma perioden var det vanligt att syntetiskt framställda klororganiska ämnen med särskilt hälso- och miljöfarliga egenskaper användes som bekämpningsmedel. På grund av att många sådana ämnen har långlivade egenskaper, kan skadliga halter av dessa ämnen finnas kvar i marken än idag. Jordprover som insamlades av konsultföretaget WSP Environmental på uppdrag av Länsstyrelsen i Uppsala under 2013 visade att rester av sådana bekämpningsmedel förekom i marken på området. Det aktuella området utgörs idag av bostäder, vilket innebär att människor i hög grad riskerar att exponeras för föroreningarna. Riskbedömningen har baserats på provtagningsresultaten och som grund har Naturvårdsverkets metodik för inventering av förorenad mark använts. På grund av att höga halter av vissa miljö- och hälsoskadliga ämnen påträffades i jordproverna har området placerats i riskklass 2 stor risk. Uppsala universitet, Institutionen för geovetenskaper Kandidatexamen i Geovetenskap, 180 hp Självständigt arbete i geovetenskap, 15 hp Tryckt hos Institutionen för geovetenskaper Geotryckeriet, Uppsala universitet, Uppsala, 2014.

2 Självständigt arbete Nr 106 Riskbedömning av förorenad mark - MIFO fas 2 över Küllers handelsträdgård Johanna Schultz Handledare: Roger Herbert

3

4 Abstract Activities and industries during the past centuries have benefited the development and wealth of our society today, but also resulted in thousands of contaminated areas. Althought many of these activities and industries have ceased operations, there is a risk that health and environmentally hazardous substances used by them still remain in the ground. The county boards of Sweden have indentified about areas that are suspected or actually contaminated. The work to investigate which of them that may have harmful effects on human health, natural resources and biodiversity is in progress. The investigation follows the Swedish Environmental Protection Agencys model for contaminated soil, called MIFO. The method leads to the classification of risks in the area. The risk class is a helpful tool for prioritizing areas for further work and eventual necessary actions. The purpose with this essay is to perform a risk assessment and risk classification of Kûllers garden center, active in Uppsala from 1930 until the late 1960s. This was a period when pesticides containing synthetic chloro organic substances were used, with particular health- and environmental hazard. Since many such substances have persistent properties, their presence can still be found in the ground. Soil samples collected by the company WSP Environmental on behalf of the county board in Uppsala showed that residues of such pesticides occurred in the area. The area currently consists of a residential which means a high risk of human exposure. The risk assessment is based on the sampling results and as a basis has the Swedish Environmental Protection Agency model for contaminated soil been used. Due to the high content of some health- and environmental hazardous substances in the soil samples, the area of Küllers market garden were placed in risk class 2 which means a high risk. Sammanfattning Verksamheter och industrier som pågått under de senaste århundradena har bidragit till utvecklingen och välståndet idag, men också lämnat tusentals förorenade områden bakom sig. Även om verksamheterna sedan länge avvecklats föreligger en risk att hälso- och miljöskadliga ämnen som använts av dem fortfarande finns kvar i marken. Sveriges länsstyrelser har idag identifierat ca områden som är misstänkt eller konstaterat förorenade. Arbetet pågår för att utreda vilka av dem som kan ha skadliga effekter för människors hälsa, naturresurser eller den biologiska mångfalden. Utredningarna görs med hjälp av Naturvårdsverkets metodik för inventering av förorenad mark, förkortat MIFO. Metoden innebär att området som undersöks placeras i en riskklass. Riskklassningen fungerar som ett prioriteringsverktyg över vilka områden man ska börja med när det gäller vidare åtgärder och sanering. Syftet med detta kandidatarbete är att göra en riskbedömning och riskklassning över Küllers handelsträdgård som var verksam i Uppsala från talet fram till slutet av 1960-talet. Under den verksamma perioden var det vanligt att syntetiskt framställda klororganiska ämnen med särskilt hälso- och miljöfarliga egenskaper användes som bekämpningsmedel. På grund av att många sådana ämnen har långlivade egenskaper, kan skadliga halter av dessa ämnen finnas kvar i marken än idag. Jordprover som insamlades under 2013 av konsultföretaget WSP Environmental på uppdrag av Länsstyrelsen i Uppsala visade att rester av sådana bekämpningsmedel förekom i marken på området. Det aktuella området utgörs idag av bostäder, vilket innebär att människor i hög grad riskerar att exponeras för föroreningarna. Riskbedömningen har baserats på provtagningsresultaten och som

5 grund har Naturvårdsverkets metodik för inventering av förorenad mark använts. På grund av att höga halter av vissa miljö- och hälsoskadliga ämnen påträffades i jordproverna har området placerats i riskklass 2 stor risk.

6 Innehåll 1. Inledning!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Syfte!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Disposition!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Metod!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Metodik för inventering av förorenad mark MIFO!!!!!!! Föroreningens farlighet!!!!!!!!!!!!!!!! Föroreningsnivå!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Spridningsförutsättningar!!!!!!!!!!!!!!!!!! Känslighet/Skyddsvärde!!!!!!!!!!!!!!!!! Samlad riskbedömning!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Riktvärden för förorenad mark!!!!!!!!!!!!!!!!! Riskbedömning av Küllers handelsträdgård!!!!!!!!!!! Handelsträdgården som förorenande verksamhet!!!!!!!!! Historik!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Küllers handelsträdgård!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Områdesbeskrivning!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Provtagningar i området!!!!!!!!!!!!!!!!!!! 9 4. Faktorer av betydelse för exponering och transport!!!!!!!!! Markens struktur och fysikaliska egenskaper!!!!!!!!!! Kemiska egenskaper hos klororganiska ämnen!!!!!!!!! Persistens/Nedbrytning!!!!!!!!!!!!!!!!!! Biotillgänglighet och bioackumulerbarhet!!!!!!!!!!!! Adsorption!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Henrys lags konstant!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Arsenik, bly och zink!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Adsorption!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Redoxprocesser!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Föroreningarnas egenskaper!!!!!!!!!!!!!!!!!! Klororganiska ämnen!!!!!!!!!!!!!!!!!! DDT och DDE!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Hexaklorbensen!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Kvintozen och pentakloranilin!!!!!!!!!!!!!!!! BAM!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Arsenik, bly och zink!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Arsenik!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Bly!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Zink!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Analys av jordproverna enligt MIFO fas 2!!!!!!!!!!!!! Föroreningens farlighet!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Föroreningsnivå!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Spridningsförutsättningar!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Känslighet/Skyddsvärde!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Resultat Samlad riskbedömning!!!!!!!!!!!!!!!! Diskussion och slutsats!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Tackord!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Referenser!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!! Appendix 1...!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!.. 28 Appendix 2!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!!.. 31

7

8 1. Inledning Definitionen av förorenade områden är mark, vattenområden eller deponier där halten av ett ämne överskrider den normala bakgrundshalten på platsen på ett sådant sätt att skadliga effekter på människor eller miljö kan uppstå (Naturvårdsverket, 1999). Föroreningarna är på många ställen en konsekvens av äldre verksamheters användning och utsläpp av ämnen som i dagsläget är förbjudna att använda. Trots det påträffas sådana ämnen fortfarande i miljön på grund av deras persistenta egenskaper, kapacitet att binda till partiklar i marken eller förmåga att lagras i fettvävnader hos levande organismer. Då många av de verksamheter som gett upphov till föroreningarna sedan länge avvecklats, är det viktigt att upptäcka och undersöka de platser som kan ha förorenats och vid behov åtgärda och efterbehandla dem (Naturvårdsverket 1999). Eftersom städerna idag växer är det vanligt att exempelvis bostadsområden anläggs på platser som tidigare utgjorde industri- och verksamhetsområden i utkanten av städerna. Människor vistas i högre grad på dessa platser idag vilket leder till en större risk att de exponeras för eventuella föroreningar som kan ha uppkommit i marken som ett resultat av de tidigare verksamheterna. Det finns också en risk att föroreningarna får en spridning till större omgivningar eller grundvattnet om marken där föroreningarna finns bearbetas (Paulsson, 2008). Det är därför viktigt att förorenad mark inventeras och kartläggs för att undvika onödig exponering. Arbetet med inventering av förorenad mark är också en viktig del för att uppnå riksdagens sextonde miljökvalitetsmål, Giftfri Miljö, som i sin tur är ett steg till att uppfylla det övergripande målet i svensk miljöpolitik, att överlämna ett samhälle fritt från större miljöproblem till nästkommande generation (Michanek, 2012). Sveriges länsstyrelser och Naturvårdsverket samarbetar med inventeringarna av potentiellt förorenade områden. Mellan kartlades misstänkt förorenade områden och delades in i branschklasser efter vilken typ av verksamhet som förorenat dem. Varje bransch har sedan fått en riskklass. Riskklassningen baseras på kunskaper om råvaror, produkter och avfall som vanligen hanterades av verksamheterna och som kan ha miljö- och hälsofarliga effekter. Branschkartläggningen ligger som grund för vidare inventering av områdena (Naturvårdsverket, 1999). I slutet av 2013 hade förorenade områden identifierats av länsstyrelserna och med detta räknas de flesta förorenade områdena som kända (Naturvårdsverket, 2014). Vidare undersökning av de kartlagda områdena görs med en metod som Naturvårdsverket arbetat fram. Den kallas Metodik för Inventering av Förorenade Områden och förkortas MIFO. Syftet med metoden är att klassificera de identifierade områdena utifrån risken att föroreningen ska ge skadliga effekter på människors hälsa och miljön. Metoden delas upp i två faser. I första fasen grundas bedömningen på platsbesök och tillgängligt material om den verksamhet som förorenat området. Andra fasen innebär att undersökningen kompletteras med provtagningar för att en säkrare riskklassning ska kunna göras. I vidare arbete med eventuella åtgärder och saneringar ger riskklassningen en möjlighet att kunna prioritera de allvarligaste föroreningarna (Naturvårdsverket, 1999). 1

9 1.1 Syfte Det övergripande syftet med detta kandidatarbete är att göra en riskbedömning enligt MIFO:s andra fas över Küllers handelsträdgård som var verksam i området Norby i Uppsala från 1930-talet fram till slutet av 60-talet. Verksamheten var aktiv under en period då användningen av organiska bekämpningsmedel med långlivade och miljöoch hälsofarliga effekter var vanlig, vilket gör att många områden där handelsträdgårdar tidigare funnits fortfarande är förorenade (Ländell & Haglund, 2013). Riskbedömningen enligt MIFO fas 2 görs med hjälp av resultat från provtagningar som WSP Environmental på uppdrag av Länsstyrelsen i Uppsala län utfört i området där handelsträdgården fanns. Syftet är även att för de förorenade ämnen som påträffats i området sammanställa användningsområden i branschen, egenskaper vid utsläpp i mark och farlighet för människors hälsa och miljö. 1.2 Disposition Kandidatarbetet börjar med en övergripande sammanfattning av Naturvårdsverkets metodik för inventering av förorenad mark (MIFO) som har varit grunden för riskbedömningen av området. Detta följs av historik kring den förorenande verksamheten och en beskrivning av det aktuella området. Vidare redogörs några faktorer som har betydelse för exponering och transport av de förorenade ämnena i området. Faktorerna har använts för att avgöra hur allvarligt förorenat området anses vara i riskbedömningen. Därefter finns en beskrivning av egenskaperna hos de ämnen som påträffats i jordproverna. Arbetet avslutas med en analys av provtagningsresultaten enligt MIFO fas 2 som leder fram till en sammanfattad riskbedömning och riskklassning av området, samt en diskussion och slutsats. 2. Metod Detta kapitel innehåller en beskrivning av den metod som Naturvårdsverket har tagit fram för riskklassning av förorenade områden och som har använts som underlag till riskbedömningen av det aktuella området. Kapitlet innehåller även en sammanfattning av Naturvårdsverkets modell för beräkning av generella riktvärden som används för att bedöma om områden utgör en risk för människors hälsa eller för miljön. 2.1 Metodik för inventering av förorenad mark MIFO När ett område ska bedömas och klassificeras enligt MIFO görs det med avseende på fyra grundaspekter, föroreningarnas farlighet, föroreningsnivån, spridningsförutsättningar samt känslighet/skyddsvärde. Dessa används i båda faserna i metodiken (Naturvårdsverket, 1999). Nedan följer en beskrivning av varje delmoment i bedömningen Föroreningarnas farlighet (F) Den första delen av bedömningen berör de förorenande ämnenas toxicitet. Med toxiciteten avses ämnets skadliga påverkan på människors hälsa och miljö. Att veta om vilka ämnen som förekommer på platsen är en förutsättning för att göra denna bedömning. I fas 1 tas inga prover men vägledning om vilka ämnen som potentiellt kan finnas i området kan fås utifrån den bransch verksamheten tillhörde. Provtagningarna och analyserna som görs i fas 2 ger bedömningen om föroreningarnas farlighet en högre säkerhet. I ett område som förorenats av en industri eller verksamhet finns vanligen flera skadliga ämnen. En samverkan av dessa ämnen kan påverka toxiciteten men på grund av okunskaper om hur många 2

10 ämnen agerar tillsammans räknas det inte med i bedömningen. Däremot blir den sammanlagda riskbedömningen högre om fler olika farliga föroreningar finns i området (Naturvårdsverket, 1999). Bedömningen utifrån farligheten av ett ämne kan göras med hjälp av Kemikalieinspektionens faroklasser för miljö- och hälsofarliga ämnen som anges i tabell 1. Kemikalieinspektionen har även sammanställt en lista över ämnen som i dagsläget är begränsade eller förbjudna att använda. Den kallas PRIO-listan och är ett användbart verktyg vid riskbedömningen, där varje ämne delas in efter i vilken grad de anses farliga (Naturvårdsverket, 1999). Tabell 1. Indelning av föroreningens farlighet efter Kemikalieinspektionens faroklasser. Låg Måttlig Hög Mycket Hög Måttligt hälsoskadlig Hälsoskadlig Irriterande Miljöfarlig Källa: Naturvårdsverket (1999) Giftig Frätande Miljöfarlig Mycket giftig Ämnen som ej får hanteras yrkesmässigt eller vars användning ska avvecklas Föroreningsnivå (N) Vilken risk ett förorenat område utgör beror till stor del på halterna av de förorenande ämnena. I fas 1 kan en haltbestämning vara svår att göra utan provtagningar. Branschen verksamheten tillhörde kan ge en indikation på hur stora mängder av de förorenande ämnena som hanterats och spridits ut. Om lukt- och synintryck lagts märke till vid platsbesök i området kan även det användas för att göra en uppskattning om halterna. Analysresultat från provtagningar i fas två ger en större möjlighet att ta reda på i hur höga halter föroreningarna förekommer och gör det därmed lättare att avgöra till vilken föroreningsnivå området ska klassas. Indelning av föroreningsnivån görs efter graderingen mindre allvarligt, måttligt allvarligt, allvarligt eller mycket allvarligt (Naturvårdsverket, 1999). Föroreningsnivån bedöms för varje ämne som förekommer genom en sammanvägning av tillstånd och avvikelse från jämförvärde. I bedömningen av tillstånd jämförs uppmätta halter på området med riktvärden framtagna för förorenad mark. Under halten som riktvärdet anger ska inga risker finnas för skadliga effekter på människors hälsa eller miljön. För vissa ämnen finns inga svenska riktvärden angivna. I vissa fall kan då utländska riktvärden användas, eller annan data som finns dokumenterad om ämnets toxikologi. Det kan till exempel vara data om den halt av ämnet som anses accepterat för en människa att få i sig per dag eller halter som visat sig vara skadliga vid djurtester (Naturvårdsverket, 2009a). Jämförvärdet är den halt av ett ämne som området skulle ha haft utan påverkan från en specifik källa. Värdet är beräknat utifrån den naturliga bakgrundshalten men även diffusa utsläpp från exempelvis från luftburna föroreningar räknas in. Beroende på hur mycket det uppmätta värdet avviker från jämförvärdet kan det avgöras hur stor påverkan det förorenande objektet har haft på det förorenade området (Naturvårdsverket, 1999) Spridningsförutsättningar I detta moment görs en beskrivning av de risker som utgörs av hur snabbt en förorening med en halt som kan ha skadliga effekter kan transporteras, antingen i det tillstånd den befinner sig i eller genom omvandling till ett annat medium. För att göra 3

11 bedömningen är det nödvändigt att ha kunskap om områdets geologi och hydrologi. Vanligaste transportsättet för en förorening är via vattnet, men spridningen kan även ske genom luft och dammpartiklar från marken. Transporthastigheten av föroreningar som sprids genom marken ner till grundvattnet beror på jordartens förmåga att släppa igenom vatten. Kemiska processer som pågår i marken påverkar också spridningen. Processerna kan exempelvis vara nedbrytning, adsorption eller upptag i organismer. Både markens och föroreningens egenskaper inverkar på hur snabbt en förorening transporteras (Naturvårdsverket, 1999) Känslighet/Skyddsvärde (K/S) I denna del bedöms riskerna om människa eller miljö skulle utsättas för de aktuella föroreningarna i området. Bedömningen är uppdelad i känslighet som avser människan och skyddsvärde som avser miljön. Känsligheten bedöms efter i hur hög grad människan kan utsättas för föroreningen. En människa kan komma i kontakt med föroreningar på flera olika sätt. Det kan ske genom direkt intag av jord, hudkontakt, inandning av damm och ångor, intag av grödor som odlats på det förorenade området eller genom intag av dricksvatten. Känslighetsbedömningen görs på individnivå, och omfattar både platsen där föroreningen finns idag och dit föroreningen kan transporteras. Det är viktigt att ha en bild hur markanvändningen i området ser ut i dagsläget och för framtiden. I bostadsområden är exempelvis risken större för att människor exponeras för föroreningen än vid till exempel industrier och vägar där människor inte vistas lika ofta. Känsligheten kan bedömas som liten, måttlig, stor eller mycket stor (Naturvårdsverket 1999). För ekosystem och arter som berörs av föroreningen är indelningen densamma som för känsligheten. Om särskilt skyddade platser som exempelvis naturreservat finns i eller i närheten av området blir skyddsvärdet högre. Exempel på områden med låga skyddsvärden kan vara asfalterade platser eller industriområden (Naturvårdsverket, 1999) Sammanställd bedömning När alla ovanstående faktorer bedömts görs en sammanställd klassificering av risken som området utgör för människors hälsa och miljön. Till hjälp finns ett diagram där spridningsförutsättningarna anges på högra axeln. En vertikal linje dras från den nivå spridningsrisken utgör. Utifrån denna linje sätts sedan de övriga parametrarna som bedömts in utifrån vilken risk de utgör. Skalan på den horisontella axeln visar de olika graderna som farligheten, föroreningsnivån samt känslighet/skyddsvärde kan delas in i. Figur 1 på nästa sida visar ett riskbedömningsdiagram innan faktorerna är ifyllda. 4

12 Figur 1. Riskdiagram som fylls i efter bedömningen av de olika faktorerna som MIFO baseras på och som används som hjälp till den samlade riskbedömningen av det förorenade området. Källa: Naturvårdsverket (1999). En sammanvägning som baseras på samtliga faktorer som bedömts görs därefter och området delas in i en av följande riskklasser: Klass 1 Mycket stor risk Klass 2 Stor risk Klass 3 Måttlig risk Klass 4 Liten risk Riskbedömningen kan ligga som grund för vidare utredningar eller saneringsåtgärder i området och riskklassen fungerar som ett prioriteringsverktyg när åtgärder i förorenade områden ska planeras (Naturvårdsverket, 1999). 2.2 Riktvärden för förorenad mark Naturvårdsverket har angett generella riktvärden för vissa vanligt förekommande ämnen i förorenad mark. Dessa riktvärden har räknats fram för att underlätta arbetet med att riskbedöma förorenade områden och inkluderar både hälso- och miljörisker. Vid fördjupade riskbedömningar kan även platsspecifika riktvärden räknas ut då förutsättningarna för exponering och transport av föroreningar kan variera i olika områden. Naturvårdsverkets rapport 5967 (2009a) ger en utförlig beskrivning för modellen som använts för att beräkna generella riktvärden samt vägledningar vid beräkningar av platsspecifika riktvärden. Riktvärdet anger en halt under vilken det inte förekommer någon risk för skadliga effekter för människors hälsa eller miljön. Detta kapitel sammanfattar i korthet följande faktorer som används för att ta fram ett riktvärde enligt Naturvårdsverket (2009a): Markanvändning Potentiella exponeringsvägar för människan Tolererbart dagligt intag för människan (TDI) Exponering från övriga källor Transport av föroreningar Skydd av markmiljön och grundvatten 5

13 Naturvårdsverket har tagit fram två olika riktvärden som varierar beroende på vilken typ av markanvändning som förekommer eller förväntas förekomma i området. Känslig markanvändning förkortas KM och tillämpas för bostadsområden, skolor och liknande där människor vistas ofta och nära markområdet. KM används också när skyddsvärdet på miljön anses som högt, exempelvis i naturreservat. Mindre känslig användning, förkortat MKM, används för områden där människor inte vistats i lika hög omfattning och kan tillämpas i exempelvis industriområden. I Naturvårdsverkets modell för beräkning av hälsoriskbaserade riktvärden för förorenad mark räknas sex potentiella exponeringsvägar in ( Naturvårdsverket, 2009a). Figur 2 visar hur en människa kan exponeras för föroreningar. Figur 2. Potentiella exponeringsvägar för människa från förorenad mark. Källa: Naturvårdsverket (2009a) Vilken exponeringsväg som är aktuell beror på föroreningens fördelning i markens olika medium, det vill säga om den förekommer i fast-, flytande- eller gasform. Ämnen som lätt förångas eller som binder till små markpartiklar kan tas upp av kroppen genom lungorna eller via huden genom luft och damm. Tas ämnen upp av växter eller är lösliga i vatten finns risker att de överförs till kroppen via födan. Vissa föroreningar anses skadliga för människan först när de uppnår en viss halt. Halterna som anses acceptabla för en människa att få i sig per dag kan exempelvis bestämmas genom djurtester, och anges för orala intag som tolererbart dagligt intag i mg/kg kroppsvikt per dag (TDI). Vid inandning används referenskoncentration i luften i mg/m 3 (RfC/m 3 ) (Naturvårdsverket, 2009a). Vid beräkningen av riktvärden för förorenad mark är det viktigt att ta hänsyn till att den förorenade marken inte är den enda källan till exponering av hälsofarliga ämnen. Naturvårdsverket har i sin modell därför satt en gräns att exponeringen av föroreningar från förorenad mark får utgöra maximalt 50 procent av tolererbart dagligt intag. För vissa ämnen finns dock vetskapen om att exponeringen är hög från andra källor än förorenad mark. Detta innebär att ett accepterat värde på 50 procent från den förorenade marken skulle kunna innebära risker för att det totala tolererbara dagliga intaget överskrids. Exempel på sådana ämnen är tungmetaller och persistenta organiska föreningar. Därför har dessa justerats i riktvärdesmodellen, så att exempelvis bly och persistenta organiska föreningar får stå för maximalt 20 6

14 respektive 10 procent av det tolererbara intaget per dag (Naturvårdsverket, 2009a). Ämnen som är genotoxiska innebär alltid en risk vid exponering, även i mycket små doser. För sådana ämnen kan därför inte ett värde som tolererbart dagligt intag användas. Istället har en acceptabel risknivå satts att under en livstid får exponeringen från det förorenade området högst innebära ett extra cancerfall per personer som utsätts för föroreningen. Detta värde kallas RISK or och anges i mg/kg kroppsvikt och dag (Naturvårdsverket, 2009a). I modellen finns också antaganden om spridningsförutsättningar med. Det gäller både för föroreningarnas egenskaper och för områdets geologi, hydrologi och markegenskaper. Viktiga faktorer som finns med i beräkningarna är exempelvis hur mycket organiskt kol det finns och hur fördelningen mellan fast material och vatten är i marken. De generella riktvärdena är beräknade utifrån en standardjord som utgörs av en normaltät jordart med 2 procent organiskt kol. Riktvärden för förorenad mark ska säkerställa att föroreningarna inte orsakar skadliga effekter som påverkar viktiga processer i ekosystemen som exempelvis nedbrytning och syreproduktion. Riktvärdena ska också ange den halt under vilken ingen risk finns för att förorena grundvatten och ytvatten kring det förorenade området. (Naturvårdsverket, 2009a). För den mest noggranna riskbedömningen kan platsspecifika riktvärden för den aktuella platsen beräknas. För detta finns beräkningsprogram i Naturvårdsverkets manualer. Riktvärdesmodellen tar inte hänsyn till nedbrytning eller omvandling av föroreningar. En fördjupad riskbedömning om de aktuella ämnena krävs därför för att avgöra om föroreningarna kan omvandlas till produkter med andra egenskaper (Naturvårdsverket, 2009b). 2.3 Riskbedömning av Küllers handelsträdgård Som underlag till denna riskbedömning användes resultat av provtagningar av jord i det aktuella området. Provtagningarna gjordes av konsultföretaget WSP Environmental och tillhandahölls från Länsstyrelsen i Uppsala län. Klororganiska ämnen och metaller påträffades i jordproverna, troligen från användning av bekämpningsmedel. Riskbedömningen görs utifrån de uppmätta halterna av de klororganiska ämnena samt halvmetallen arsenik och metallerna bly och zink. Inget eget fältarbete gjordes därför under arbetets gång. En litteraturstudie gjordes för att sammanställa egenskaper för de förorenande ämnena som förekom i jordproverna för en uppfattning om ämnenas farlighet. Material från MIFO fas 1 över området, som även den tillhandahölls från Länsstyrelsen i Uppsala län har, använts för områdes- och verksamhetsbeskrivning. För riskbedömningen har inga platsspecifika riktvärden räknas ut. Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark har använts i första hand. Då svenska riktvärden saknats för vissa ämnen användes två olika typer av holländska riktvärden. För ett ämne saknades även utländska riktvärden i litteraturen. Då gjordes istället en sammanställning av ämnets egenskaper med avseende på toxikologi, bioackumulerbarhet, spridningsförutsättningar och persistens som ett försök att avgöra hur pass allvarlig halten av ämnet som uppmätts i jordproverna kan anses vara. 7

15 3. Handelsträdgården som förorenande verksamhet 3.1 Historik Handelsträdgårdar med odling för kommersiellt bruk hade sin största utbredning från 1800-talets senare år fram till slutet av 1960-talet. På grund av industrialiseringen lämnade allt fler människor landsbygden under slutet av 1800-talet och förlorade möjligheterna att odla för eget bruk. Högkonjunkturen under mitten av 1800-talet ledde till att många fick det bättre ställt. Efterfrågan på färsk frukt och grönsaker ökade. Det var vanligt att större trädgårdar anlades i utkanten av städerna, och varorna fraktades in till städerna för att säljas i torghandel. Efter andra världskrigets slut öppnades gränserna och importen av varor från andra länder blev allt större, vilket ledde till att efterfrågan på lokalt odlade varor sjönk och många handelsträdgårdar lade ner sin verksamhet under 1960-talet (Andréasson, 2007). Handelsträdgårdar har gett upphov till förorenad mark på grund av användningen av bekämpningsmedel. Under talet fram till mitten av 1900-talet användes främst olika föreningar med tungmetaller, arsenik och nikotin för att bekämpa insekter, svamp och ogräs som begränsade skördarna (National Research Council (U.S), 2000). Under 1900-talet gjorde kemikalieindustrin stora framsteg, vilket ledde till att flera syntetiskt framställda organiska ämnen lanserades som bekämpningsmedel under 1940-talet. Dessa ämnen blev snabbt framgångsrika eftersom de var billigare och mer effektiva än de tidigare och på grund av sina persistenta egenskaper hade en långsiktig verkan på odlingarna. Dessutom ansågs ämnena ofarliga för människor (Toxipedia, 2013). Ämnen som används som bekämpningsmedel sprids ut med avsikt för att förhindra, begränsa eller eliminera vissa organismer. De är dock sällan så selektiva att de enbart ger negativa effekter på de skadliga organismerna, utan även på ekosystem eller människor i närheten av området där de används. Under talet spreds sig oron över att de ämnen som användes även hade oönskade effekter då beståndet av fåglar minskade kraftigt. Detta kopplades till områden där vissa organiska bekämpningsmedel användes och misstänktes bero på att fåglarna fick i sig kemikalierna via födan och att ämnena hindrade fåglarnas förmåga att bilda starka äggskal. Risken att dessa ämnen också påverkade människor började därför utredas och ledde till att många ämnen förbjöds för användning under 1970-talet (Baird, 1999). 3.2 Küllers Handelsträdgård Küllers Handelsträdgården var belägen i stadsdelen Norby i Uppsala, se figur 3. En mer detaljerad karta i mindre skala över området finns i appendix 1. Handelsträdgården var aktiv mellan åren Enligt MIFO fas 1 som gjordes i området 2013 bedrev verksamheten odling i fyra växthus, i bänkfönster och på friland. Totalt omfattade handelsträdgården ca 7500 m 2. I växthusen odlades grönsaker, frukt och snittblommor. På frilanden fanns fruktträd och bärbuskar, och i bänkfönster odlades blomplantor och köksväxter. Produkterna såldes i torghandel och i parti. Det är okänt vilka bekämpningsmedel som har använts och i vilken omfattning (Länsstyrelsen i Uppsala län, 2013). Verksamheten pågick under årtal då många särskilt miljö- och hälsofarliga bekämpningsmedel var tillåtna för användning och har påträffats på flera andra objekt i samma bransch under andra undersökningar (Ländell & Haglund, 2013). 8

16 Figur 3. Karta över området där Küllers handelsträdgård var verksam. Handelsträdgården var belägen inom det utmärkta området. Källa: Modifierad karta Lantmäteriet, I2014/00601 (2014) Områdesbeskrivning Jordarten i området är glaciallera (SGU, 2014a). En jordartskarta över området finns i appendix 2. Mäktigheten på leran och djupet till berggrunden är 3 meter enligt SGU:s brunnsarkiv (2014b). Området utgörs idag av bostäder, vilket innebär att området har en hög känslighet eftersom det finns en stor risk att människor exponeras för föroreningarna. I närheten av området finns även naturreservatet Hågadalen-Nåsten som gör skyddsvärdet i området högt. Området ligger utanför vattenskyddsområde och bostäderna försörjs med kommunalt dricksvatten. På ett avstånd av 650 m ligger en bäck som mynnar ut i Hågaån som i sin tur ligger på 1000 meters avstånd från området. En potentiell spridningsväg av föroreningarna till grundvattnet utgörs av en brunn inom området (Länsstyrelsen i Uppsala län, 2013). Brunnen är 185 meter djup och används till energi (SGU, 2014b) Provtagning av jord i området Jordproverna i området togs på uppdrag av Länsstyrelsen i Uppsala län av WSP Environmental under I provtagningarna prioriterades ytlig jord på grund av att exponeringsrisken för människor är högre ju närmre markytan föroreningen ligger. Provtagningarna gjordes med handgrävning i ytlig jord 0-0,3 meter under markytan. I vissa av provpunkterna togs även djupare prover på 0,3-0,6 meters djup under markytan (WSP Environmental, 2013). Proverna togs där det enligt tidigare inventering, MIFO fas 1 (Länsstyrelsen i Uppsala län, 2013), funnits växthus och odlingar eftersom bekämpningsmedel med störst sannolikhet har hanterats eller spridits ut på sådana platser. Jorden utgjordes i huvudsak av lerhaltig mull underlagrad av lera. Prover från områden där ämnen med liknande egenskaper förväntades finnas har slagits ihop till samlingsprov. De redovisade resultaten visar därför ett medelvärde av de prov som ingick i samlingsprovet. Samtliga prov analyserades på klororganiska föreningar och några av proverna analyserades även på metaller (WSP Environmental, 2013). De klororganiska ämnen som påträffades jordproverna samt arsenik, bly och zink 9

17 presenteras i tabell 2. En karta över provtagningspunkter samt mer detaljerade tabeller av de sammanslagna jordproverna finns i appendix 1. Tabell 2. Ämnen som påträffades i förhöjda halter i jordproverna. Halter och provtagningsdjup redovisas i kapitel 6 i tabellerna 8 och 9 samt i appendix 1. Samlingsprov Klororganiska ämnen Metaller SPK01 - Bly, zink, arsenik SPK02 DDT, DDE - SPK03 DDT, DDE, kvintozen, - hexaklorbensen, pentakloranilin SPK04 - Bly, zink, arsenik SPK SPK Källa: WSP Environmental (2013). 4. Faktorer av betydelse för exponering och transport En förorening utgör en risk när den via någon eller några av de exponeringsvägar som beskrevs i kapitel 2.2 kommer i kontakt med skyddsobjekt i eller utanför området i en halt som kan ha skadliga effekter. Vilken exponeringsväg som är aktuell beror på hur ämnet fördelar sig mellan fast, flytande eller gasform i marken. Både kemiska markförhållandena samt markstruktur och egenskaper hos föroreningarna påverkar fördelningen. I detta kapitel tas faktorer upp som har använts i riskbedömningen. 4.1 Markens struktur och fysiska egenskaper Marken är uppbyggd av fast material i form av mineral och organiska partiklar. Mellan partiklarna uppstår porer som fylls av markvatten eller luft. Jordarter har olika egenskaper beroende av textur och struktur som styrs av kornstorlek och kornstorleksfördelning. Jordartens egenskaper är avgörande för förmågan att släppa igenom vatten. Generellt sett bedöms jordarter med större kornstorlek ha en högre genomsläpplighet av vatten än jordarter med finare kornstorlek. Spridningsförutsättningar för ämnen som är lösliga i vatten är därför till stor del kopplad till markens egenskaper då ämnena riskerar att transporteras genom markprofilen och förorena grundvattnet, eller spridas av markvattnet och förorena andra områden. Vilken spridningshastighet en förorening som sprids med vattnet i marken har beror på flödeshastigheten av vattnet i marken. Flödeshastigheten i marken beror på jordartens möjligheter att leda vatten, den hydrauliska konduktiviteten (Grip & Rodhe, 2000). I det aktuella området utgörs jordarten av glaciallera som är en finkornig och tät jordart (SGU, 2014a). Den hydrauliska konduktiviteten i den typen av jordarter är mellan och 10-8 m/s, vilket innebär en låg spridningsrisk genom markprofilen av föroreningar som löses i markvattnet (Naturvårdsverket, 1999 s. 36). Andra faktorer som påverkar spridningshastigheten av föroreningar med vattnet är grundvattenytans lutning och den effektiva porositeten i marken, vilket innebär den del av markporerna som kan transportera vätska (Nilsson et.al., 2005). Markens kemiska och fysikaliska egenskaper så som ph-värde och halten organiskt material på området är också viktiga när det gäller spridning av föroreningarna eftersom de påverkar processer som fastläggning, utfällning, redoxprocesser samt nedbrytning av föroreningar (Naturvårdsverket, 2009b). 10

18 4.2 Kemiska egenskaper hos klororganiska föreningar Alla organiska ämnen är i grunden uppbyggda av kolatomer, som kan ha andra ämnen bundna till sig. De klororganiska föreningar som påträffats i jordproverna är uppbyggda som aromatiska kolväten. De utgör en stabil struktur där sex kolatomer binder till varandra och bildar en ring. I den enklaste formen av aromatiska kolväten binder varje kolatom även till en väteatom. Byts en eller flera av väteatomerna i det aromatiska kolvätet ut mot kloratomer, vilket är fallet för de klororganiska föreningarna, ökar föreningens stabilitet ytterligare, se figur 4. Denna process kallas halogenering och kan även uppstå med andra grundämnen med liknande egenskaper tillhörande gruppen halogener, exempelvis brom eller fluor. Processen ökar även fettlösligheten, det vill säga hydrofobiciteten, av ett ämne (Öberg & Håkansson, 2000). Huvuddelen Figur 4. Ett aromatiskt kolväte i den enklaste formen samt ett fullständigt halogenerat kolväte som utgör molekylen till hexaklorbensen, som var ett av de ämnen som påträffades i jordproverna från området. Källa: Öberg & Håkansson (2000) Persistens/nedbrytning Många klororganiska föreningar är på grund av stabiliteten motståndskraftiga mot naturlig nedbrytning i marken och benämns som därför som persistenta ämnen. Även om koncentrationerna vid ett utsläpp av dem är för låga för att orsaka akuta effekter, kan de på sikt ge allvarliga skador på grund av att ämnena då exponerar skyddsobjekt under en längre tid. Vid fortsatt utsläpp ökar halterna i marken eftersom ämnena inte bryts ned. Sådana ämnen utgör de mest problematiska miljögifterna eftersom effekterna av dem kan bli tydliga först efter en längre tid (Bernes, 1998). En indikation på ett ämnes persistens kan fås genom att mäta ämnets halveringstid. Måttet betecknas DT 50 (disapperence time 50 %) och anger den tid det tar för en viss halt av ett ämne att halveras. Det innebär att ju högre värde på DT 50 ett ämne har desto högre är persistensen av det. Ett ämnes halveringstid är dock inte enbart beroende av ämnets inneboende egenskaper utan påverkas även av platsspecifika faktorer så som temperatur, nederbörd samt markens kemiska och fysikaliska egenskaper (University of Hertfordshire, 2014). Nedbrytning av ämnena kan ske biologiskt genom mikrobiell aktivitet i marken, fotokemiskt om föroreningen ligger ytligt och kan nås av solens strålar eller genom kemiska reaktioner i marken (Ländell & Haglund, 2013). Det är dock sällan som nedbrytningen av klororganiska ämnen är fullständig. Ofta leder nedbrytningen till att ämnet omvandlas till andra produkter. Detta utgör ett problem eftersom vissa nedbrytningsprodukter kan ha andra egenskaper som ibland kan vara skadligare för människors hälsa och miljön än ursprungsprodukten. Ett exempel på detta är ämnet DDT som påträffades i jordproverna från det aktuella området. I levande organismer kan ämnet metaboliseras till DDE. DDE har högre persistens än DDT och hos många organismer är det nedbrytningsprodukten som orsakar större skador på inre organ. 11

19 Vidare kan DDE brytas ned till DDD och DDA (Bernes, 1998) Biotillgänglighet och bioackumulerbarhet En faktor som är viktig när det gäller en förorenings farlighet och spridning är dess förmåga att tas upp av levande organismer. Biotillgängligheten innebär att ett ämne som finns i marken kan tas upp av växterna via rötterna och detta innebär för ett fettlösligt och svårnedbrytbart ämne en förmåga att bioackumuleras. Bioackumulation innebär att ämnet lagras i fettvävnader hos levande organismer. Detta kan i sin tur leda till biomagnifikation i näringskedjor då halterna förs över från bytesdjur till rovdjur. Ett ämnes förmåga för biomagnifikation kännetecknas av att halterna ämnet blir mycket höga hos individer högst upp i näringskedjorna (Bernes, 1998). Avgörande för ett ämnes förmåga att genomgå dessa processer är att ämnet i högre grad löser sig i fettliknande substanser än i vatten. Ett mått på detta som används vid riskbedömningar är fördelningskoefficienten mellan oktanol och vatten som betecknas K ow. Ett högt K ow -värde indikerar på att föroreningen kan bioackumuleras (Naturvårdsverket 2009b). För enklare tolkning av värdena används ofta logaritmen av K ow -värdet, se tabell 3. Eftersom halogenering av ett ämne ökar fettlösligheten betyder det att klororganiska ämnen ofta har ett högt K ow -värde. Det innebär också att dessa ämnen är svårlösliga i vatten och att risken för att ämnet transporteras genom markprofilen till grundvattnet är liten (Bernes, 1998). Tabell 3. Tolkning av bioackumulerbarhet utifrån log K ow -värde. Log K ow > 2,7 2,7 3 >3 Bioackumulerbarhet Låg Måttlig Hög Källa: University of Hertfordshire (2014) Adsorption För att beskriva rörligheten hos klororganiskt ämne vid utsläpp i mark används fördelningsfaktorn K oc som anger hur stor del av ämnet som binder till organiskt material i förhållande till hur stor del som löses i vattnet. Måttet anges i l/kg och ett lågt värde innebär att större delen av ämnet löses i vattnet och därmed har en högre rörlighet, se tabell 4 (Kemikalieinspektionen, 2014b). Klororganiska ämnen har på grund av sin hydrofobicitet större dragningskraft till organiskt material än till vatten, vilket betyder att ämnena ofta förekommer bundna till organiska partiklar (Naturvårdsverket, 2009b). Tabell 4. Tolkning av rörligheten utifrån K oc -värde. K oc (l/kg) >5000 Rörlighet Mycket hög Hög Något Låg Mycket låg Ej rörlig Källa: Kemikalieinspektionen (2014b) Henrys lags konstant Hur föroreningen fördelar sig i luft i förhållande till vattenlösning är viktig för föroreningens benägenhet att spridas med luft och är ett mått på ett ämnes flyktighet. Henrys lags konstant anger förhållandet mellan gas ovan en vätska och lösligheten av den i vätskan vid konstant temperatur och tryck. Ämnen med höga värden på Henrys lags konstant avdunstar och sprids lättare i gasfas från en förorenad mark, se tabell 5 (University of Hertfordshire, 2014). 12

20 Tabell 5. Tolkning av flyktigheten utifrån Henrys lags konstant, dimensionslös. Henrys lags konstant Flyktighet >2,5*10-5 Flyktig 2,5*10-7 2,5*10-5 Måttligt flyktig <2,5*10-7 Ej flyktig Källa: University of Hertfordshire (2014) 4.3 Arsenik, bly och zink Då arsenik, bly och zink samtliga är grundämnen, innebär att de förkommer naturligt i miljön vilket måste tas hänsyn till vid bedömningar av förorenad mark. De ses därför som ett förorenande ämne först när de förekommer i halter som överskrider de naturliga bakgrundshalterna i ett område. Trots att vissa grundämnen är livsnödvändiga för människor och många organismer, kan de vara skadliga vid för hög exponering (Berggren Kleja et al., 2006). Då ämnena är naturliga kan de inte brytas ned på liknande sätt som de klororganiska föroreningarna, vilket gör att faktorer som persistens och nedbrytning inte är relevanta vid riskbedömningar av föroreningar som orsakas av grundämnen. Däremot är processer som adsorption och redoxprocesser viktiga för transport och biotillgänglighet och därmed exponeringen av människor och miljö (Torstensson, 1987). Transporthastigheten för metaller och arsenik genom markprofilen till grundvattnet är långsammare än vattnets på grund metallernas kemiska reaktioner med markens material. I Naturvårdsverkets riktvärdesmodell (Naturvårdsverket, 2009a) används för metaller fördelningsfaktorn K d för att uppskatta spridningsrisken. De generella värdena för K d som Naturvårdsverket anger är framtagna på sådant sätt att de inte ska underskatta rörligheten och spridningen av metallerna. För att göra en så säker riskbedömning som möjligt kan platsspecifika värden räknas ut, eftersom faktorer i omgivningen även kan påverka K d -värden. Ju högre ett ämnes K d värde är, desto orörligare förutsätts det vara i marken (Naturvårdsverket, 2009a). De aktuella ämnenas K d -värden redovisas i tabell 6. Avgörande för farligheten för människors hälsa och miljö är i vilken grad ämnet finns biotillgängligt. Metaller och arsenik kan vara lösta i vatten men ändå inte biotillgängliga då de förekommer bundna i komplex. Ämnen som är adsorberade till partiklar i marken är inte heller biotillgängliga. Faktorer som påverkar biotillgängligheten kan vara koncentrationen av konkurrerande katjoner, ph och löst organiskt kol (Naturvårdsverket, 2009c). Nedan beskrivs kortfattat adsorption och redoxprocesser. Tabell 6. K d -värden för arsenik, bly och zink. Ett högre värde innebär lägre rörlighet i marken. Ämne K d (l/kg) Arsenik 300 Bly 1800 Zink 600 Källa: Naturvårdsverket (2009a) Adsorption En process som bromsar föroreningsspridningen i marken är adsorption. Processen innebär att föroreningen fastläggs på markpartiklarnas ytor. Detta är möjligt om det förorenade ämnets joner har en laddning som attraheras av markpartikelns laddning. I svenska marker under normala ph-förhållanden har oftast lermineral och organiskt material negativt laddning och attraherar metallkatjoner som är positivt laddade. (Jonasson, 2007). 13

21 4.3.4 Redox-processer Kemiska processer i marken kan innebära att elektroner överförs mellan ämnen. Detta benämns som oxidations- och reduktionsprocesser, eller förenklat redoxprocesser. Oxidering innebär att ämnet avger elektroner och reduktion innebär att ämnet tar upp elektroner. Redoxreaktioner har påverkan på ett ämnes egenskaper då samma ämne med olika oxidationstal kan innebära att ämnet har olika egenskaper. Det är därför en betydande process för metallernas transport genom marken. Ett exempel är arsenik som ofta adsorberar till järnoxider i marken. En reduktion av järnet innebär att arsenik frigörs och blir tillgängligt för vidare transport (Berggren Kleja et. al 2006) Redoxprocesserna drivs av växter och markens mikroorganismer och påverkar markens syrehalt och ph-värde (Eriksson, et al., 2011). 5. Beskrivning av föroreningarna i området Följande kapitel innehåller en sammanställning av föroreningarna som påträffades i området vad gäller användningsområde och påverkan på människors hälsa och miljön. 5.1 tar upp egenskaper hos de klororganiska föreningarna och 5.2 egenskaper hos arsenik, bly och zink. Tabellerna 7 och 8 i början av kapitlen ger en sammanställning av några faktorer som används för att avgöra ämnenas rörlighet i mark och påverkar transport och exponeringsvägar. 5.1 Klororganiska ämnen I tabell 7 anges några faktorer som påverkar exponeringsvägar och transport och som togs upp i föregående kapitel. Tabellen innehåller ämnenas kemiska formel, logaritmen av K ow som oftast anges då värdena brukar vara stora, K oc samt Henrys lags konstant. För tolkning av värdena i tabellen, se tabell 3-5 i föregående kapitel. Under tabellen följer en närmare beskrivning av varje ämnes användningsområde samt farlighet för människors hälsa och miljön. Tabell 7. Fördelningsfaktorer hos klororganiska ämnen som uppmättes i området. Ämne K ow l/kg log K ow l/kg K oc Henrys konstant DDT a 6, a 2,84* 10-4a C 14 H 9 Cl 5 DDE b 6, a 1,42*10-4a C 14 H 8 Cl 4 Hexaklorbensen c 5, c 6,36*10-3c C 6 Cl 6 Kvintozen b 4, b 1,8*10-3c C 6 Cl 5 NO 2 Pentakloranilin C 6 H 2 Cl 5 N b 5, b 3,98*10-3d Källa: a RIVM (2001) b HSDB (2014) c Naturvårsdsverket (2009a) d EPA DDT och DDE DDT (diklordifenyltrikloretan) var ett av de första syntetiskt framställda ämnen som användes som bekämpningsmedel. Det introducerades 1939 av kemisten Paul Müller och användes till en början för att bekämpa insektburna sjukdomar

22 tilldelades Müller Nobelpriset i medicin och fysiologi då upptäckten av ämnets insektsdödande egenskaper hade räddat många liv då användningen av DDT nästintill utrotat sjukdomar som malaria och tyfus i många områden (Baird, 1999). Ämnet ansågs då som ofarligt för människor och efter andra världskrigets slut blev det vanligare att ämnet användes som bekämpningsmedel inom jord- och skogsbruket, i handelsträdgårdar samt för privat bruk. Ämnets persistenta egenskaper gjorde användning av det till ett billigt och effektivt sätt att hålla skadliga insekter borta från odlingarna (Baird, 1999). I Sverige användes DDT mellan 1940-talet fram till 1970 då det förbjöds. Användningen var som störst under 1960-talet då ca 100 ton DDT per år spreds ut (Bernes, 1998). Idag är ämnet listat som ett utfasningsämne i Kemikalieinspektionens PRIO-lista där det anges som ett ämne med hög kronisk giftighet, som i små mängder kan ge bestående eller övergående skador hos människor vid upprepad eller långvarig exponering. Det anges även ge skadliga långtidseffekter i miljön (Kemikalieinspektionen, 2014). DDT har en mycket låg vattenlöslighet men löser sig lätt i fetter, och har därför en hög benägenhet att bioackumuleras. Ämnet binder hårt till organiskt material i marken, vilket är en anledning till att ämnet fortfarande påträffas i miljön trots att det sedan länge är förbjudet (Baird, 1999). Levande organismer som exponerats för DDT via födan kan bryta ner ämnet till metaboliten DDE genom att en väteatom och en kloratom avlägsnas. DDE har liksom DDT hög persistens. Då användningen av DDT upphörde i Sverige 1970, är halterna av nedbrytningsprodukten i många fall högre än ursprungsprodukten. Andra nedbrytningsprodukter av DDT är DDD och DDA (Bernes, 1998). DDE kan orsaka leverskador och njurskador hos människor. Den vanligaste vägen människan exponeras för DDE är via intag av föda, men även intag av dricksvatten, inandning av förorenad luft och hudkontakt med förorenad jord är möjliga exponeringsvägar (Bernes, 1998) Hexaklorbensen Hexaklorbensen användes som bekämpningsmedel mot svamp i stora mängder i många länder efter andra världskrigets slut och under ett par årtionden framåt (Baird, 1999). Det är ett ämne som orsakar föroreningar på många platser världen över då det även förekommer som biprodukt vid förbränningar och vid framställning av kemikalier (Toxipedia, 2014). I Sverige var ämnet tillåtet för användning fram till 1980-talet, men förekom småskaligt i bekämpningsmedel vilket innebär att de flesta föroreningar av ämnet i Sverige förmodligen är orsak av avfallsförbränning (Bernes 1998). Hexaklorbensen är ett fullständigt klorerat kolväte vilket innebär att samtliga kolatomer i den aromatiska ringen binder till en kloratom (se fig. 4 i föregående kapitel). Detta gör att ämnet har en mycket hög persistent och höga hydrofoba egenskaper. Hexaklorbensen binder precis som DDT till fettvävnader i levande organismer och förekommer ofta i högre koncentrationer hos arter högre upp i näringskedjorna (Baird, 1999). Kemikalieinspektionen klassar ämnet som cancerframkallande samt miljöfarligt med långtidseffekter. Sådana ämnen, liksom ämnen som är skadliga mot arvsmassan och reproduktionen bör människor inte exponeras för. Mycket låga doser av dessa ämnen kan orsaka bestående skador (Kemikalieinspektionen, 2014a). Människor kan exponeras för hexaklorbensen främst genom intag av föda som innehåller ämnet. Exponeringen kan också ske genom inandning av dammkorn från mark som förorenats av ämnet eller genom direkt kontakt av föroreningen mot 15

23 huden. Ämnet har en låg akuttoxicitet men kan orsaka skador på grund av att det är långlivat. Exponering av höga halter kan till exempel ge upphov till leverskador (Toxipedia, 2014) Kvintozen och pentakloranilin Kvintozen är även känt under namnet pentaklornitrobensen och användes i många preparat som bekämpningsmedel mot svamp. Användningen i Sverige pågick fram till 1985 då ämnet förbjöds för användning (Ländell & Haglund, 2013). Ämnet har i undersökningar visat på varierande persistens, beroende på markens struktur. Nedbrytningen av ämnet sker snabbare i grovkornigare jordarter. Kvintozen binder hårt till partiklar i marken och har därför låg rörlighet i marken (Extoxnet, 1996). Kemikalieinspektionen listar ämnet som allergiframkallande, vilket innebär att ämnet i låga doser kan orsaka överkänslighet hos människan. Ämnet anges även vara miljöfarligt med långtidseffekter (Kemikalieinspektionen 2014a). Vid mikrobiell nedbrytning av kvintozen kan pentakloranilin bildas som nedbrytningsprodukt i marken. Pentakloranilin är biotillgängligt och ämnet har påträffats i grönsaker som växer på förorenad mark (Dejonckheere et al., 1975). Detta innebär att den vanligaste exponeringsvägen för människor är via födan. Exponering kan även ske via dricksvatten (HSDB, 2003). Baserat på K oc för pentakloranilin förväntas det adsorberas till markpartiklar och då ämnet även har mycket låg löslighet i vatten innebär att ämnet har en låg rörlighet i marken (Toxnet, 2014) BAM Jordproverna analyserades inte på BAM, men en beskrivning av ämnet tas ändå med eftersom det är vanligt förekommande i områden som har förorenats av handelsträdgårdar enligt tidigare undersökningar (Ländell & Haglund, 2013). BAM (2,6-diklobensamid) är huvudmetaboliten till ämnet diklobenil vid nedbrytning i mark. Diklobenil har använts för bekämpning av ogräs och har exempelvis ofta använts längs med järnvägar och grusgångar. I marken omvandlas diklobenil till BAM som är har högre mobilitet och persistent än diklobenil. BAM har även högre löslighet i vatten och en liten tendens till att adsorberas till markpartiklarna. Detta betyder att BAM sprider sig lättare till vattendrag och i de flesta europeiska länder har ämnet påträffats i grundvatten (Björklund et al., 2011). 5.2 Arsenik, bly och zink Arsenik Arsenik är ett grundämne som betecknas som halvmetall då ämnet har egenskaper som används för att definiera både metaller och ickemetaller. Arsenik förekommer naturligt i små mängder i berggrunden, vilket innebär att ämnet även ofta finns i naturliga halter som i marken. På grund av kommersiell användning och produktion av arsenik överstiger dock halterna av ämnet på många ställen de naturliga bakgrundshalterna (Selenius, 2010). Arsenikföreningar användes för bekämpning av ogräs, insekter och svamp främst under 1800-talet och fram till då många arsenikbaserade preparat ersattes av syntetiskt framställda organiska bekämpningsmedel. En vanlig förening som användes var exempelvis blyvätearsenat, en förening mellan arsenik och bly (National Academies Press, 1977). Arsenik är lättlösligt i vatten, men transporten av ämnet i marken 16

24 förhindras då ämnet framförallt under neutrala och låga ph-förhållanden binder starkt till metalloxider i marken. Arsenik adsorberar även till organiskt material och lermineral. Detta innebär att marken ofta innehåller betydligt högre halt av arsenik än grundvattnet i samma område. Om ph-värdet i marken är högre minskar ämnets förmåga att binda till markpartiklarna. Risken för att ämnet frigörs är därför större är om ph-värdet är högre. Ytterligare en faktor som verkar frigörande på arsenik är om det organiska materialet som arsenik adsorberar till genomgår oxidation. Ämnet löses då i vattnet och blir tillgängligt för upptag av växter. Risken för förhöjda halter i markvattnet ökar även under förhållanden den oorganiska formen arsenat med oxidationstal 5 reduceras till arsenit med oxidationstal 3 (SGU, 2005). I marken kan arsenik förekomma i både organisk form i föreningar med kol eller väte och oorganisk form i föreningar med exempelvis svavel eller syre (Socialstyrelsen, 2006). De oorganiska formerna är mer toxiska än de organiska, och förekomstformerna arsenat och arsenit räknas som de mest toxiska för människor. Det beror på att uppbyggnaden av jonerna liknar fosfat och glycerol som är viktiga näringsämnen i kroppen. Ämnena kan då tas upp av kroppen via system avsedda för näringsämnena och påverka funktioner i cellerna. Arsenat liknar fosfat och konsekvenser vid exponering kan bli att cellerna dör på grund av fosfatbrist när arsenat ersätter fosfat. Arsenit har likheter med glycerol och kan vid upptag av kroppen blockera viktiga reaktioner i cellerna vilket kan leda till att cellernas ämnesomsättning helt slås ut. Vanligaste exponeringsvägen för människor är genom intag av dricksvatten eller föda och inandning. Ämnet är cancerogent och ett stort intag av ämnet kan vara dödligt. Direkt kontakt med ämnet kan orsaka hudirritationer, neurologiska skador och leverskador (SGU, 2005). Även för växter är arsenat och arsenit de giftigaste formerna. Tillgängligheten för upptag av ämnet i växter beror till stor del på jordartens egenskaper, en grövre kornstorlek främjar växtillgängligheten. Information om ämnets påverkan på växter är dock begränsad. Minskad tillväxt hos marklevande organismer har uppmärksammats på platser med höga koncentrationer av ämnet (SGU, 2005). Flera föreningar innehållande arsenik är listade som utfasningsämnen och prioriterade riskminskningsämnen. Blyvätearsenat som förekom i växtbekämpningsmedel och som kan vara orsaken till föroreningarna i det aktuella området är ett sådant. Det anges i PRIO-listan som ett cancerframkallande, reproduktionsstörande och miljöfarligt ämne (Kemikalieinspektionen, 2014a) Bly Bly tros vara en av de första metallerna människan började bruka och har genom historien använts till en rad olika ändamål. På grund av att metallen är mjuk och formbar samt har en hög densitet har bly bland annat använts i ammunition, som beläggning i grytor och kokkärl, i vattenledningar, som kosmetika och i medicin. Bly har som tidigare nämnts även förekommit i bekämpningsmedel, ofta i föreningar med arsenik (National Academies Press, 1977). Ämnet förkommer naturligt i marken och den halt som finns i markens mineraljord avspeglas ofta av berggrundens innehåll av ämnet. Halten av bly i markens översta organiska skikt är däremot oftast påverkad av antropogena utsläpp (SGU, 2006). Den största orsaken till att det förekommer förhöjda halter av bly i miljön är att ämnet har spridits med avgaser då det har använts för att öka oktantalet i bensin. Under 1990-talet ersattes bly i bensin av andra ämnen vilket tillsammans med striktare lagar för användning av ämnet även inom andra områden gjort att halterna i miljö är betydligt mindre idag än vad de en gång har varit. Föroreningar 17

25 som innehåller bly stannar vanligen relativt ytligt på den plats där de nått marken, då bly är den tungmetall som anses ha lägst rörlighet i marken (SGU, 2006). Ämnet adsorberas starkt till metalloxider och organiskt material. Långsamma transporter i marken kan i vissa fall förekomma då oftast bundet till järnoxider eller i form av lösta humuskomplex (Berggren Kleja, et al., 2006). En ökad koncentration av bly i de övre marklagren kan ge negativa effekter för ekosystemen eftersom ämnet hämmar markorganismernas aktivitet redan vid låga koncentrationer. Eftersom ämnet binder starkt till markpartiklar är det ovanligt att växter tar upp så stora koncentrationer att de blir förgiftade av dem. Det upptag som sker kan dock ha negativa effekter på fotosyntesen och celldelningen hos växterna (SGU, 2006). Vid växtupptaget stannar oftast ämnet i rötterna och tar sig sällan till växternas delar över mark. I prover som tagits på djur betandes på marker förorenade av bly fick djuren halter som var betydligt högre än den uppmätta halten i växterna de betade av. Den huvudsakliga andelen bly som djuren fick i sig kom istället från markpartiklar som ämnet adsorberat till (Pettersson, 1994). Den allvarligaste formen av exponering för människan är genom direktintag av jord. Vanligast är exponering via föda och via luften. Redan vid låga koncentrationer kan ämnet bland annat orsaka skador på nervsystemet, leda till högt blodtryck, öka riskerna för hjärt- och kärlsjukdomar samt försämra blodbildningen (SGU, 2006). Ämnet räknas inte som cancerogent, men reproduktionsstörande av Kemikalieinspektionen. I PRIO-listan är ämnet listat som utfasningsämne och anges som miljöfarligt med långtidseffekter. Ämnet hör till en av de metaller som räknas som anses som särskilt farlig, tillsammans med kvicksilver och kadmium (Kemikalieinspektionen, 2014a) Zink Zink är ett grundämne som förekommer naturligt i luft, mark och vatten men på grund av mänskliga aktiviteter har halterna av ämnet ökat i miljön så att det på vissa ställen anses som en förorening. Zink räknas till en av de mindre giftiga tungmetallerna, då människor kan hantera relativt höga koncentrationer av ämnet. Små mängder zink är livsnödvändigt för människor och vissa djur. I mark med ph-värden över 6 binder ämnet starkt till organiskt material. Vid lägre ph-värden förekommer zink oftast elektrostatiskt bundet till lerpartiklar och organiskt material. På grund av den svagare bindningen ökar lösligheten då ph sjunker (Berggren Kleja, et. al., 2006). Föroreningar av zink i områden som använts till handelsträdgårdar kan härstamma från bekämpningsmedel då zinksalter som exempelvis zinkoxid och zinksulfater har förkommit i växtbekämpningsmedel för att förhindra svamp- och mossväxt. Zinkföreningar har också använts för bekämpning av växtparasiter (Kemikalieinspektionen, 2012). Som tidigare nämnts kan människor hantera relativt höga koncentrationer av ämnet, men vid exponering av allt för höga halter kan skador på bukspottskörteln uppkomma vilket kan störa proteinmetabolismen. Exponering av högre koncentrationer zink kan även leda till illamående, hudirritationer och magkramper (Lenntech, 2014). Zink som enskilt ämne finns inte med i Kemikalieinspektionens PRIOlista, däremot finns ett flertal föreningar som innehåller ämnet listat som utfasningsämnen och prioriterade riskminskningsämnen. Som tidigare nämnts användes exempelvis zinksulfat och zinkoxid i preparat för växtbekämpning och dessa listat som prioriterade riskminskningsämnen på grund av miljöfarliga egenskaper med långtidseffekter. Dessa ämnen ska dock inte utgöra risker för människors hälsa enligt Kemikalieinspektionen (Kemikalieinspektionen, 2014a). 18

26 6. Analys av provtagningsresultat enligt MIFO fas Föroreningarnas farlighet (F) Av ämnen som påträffas i jordproverna klassificeras samtliga utom zink som ämnen med mycket hög farlighet för människors hälsa och miljön enligt Naturvårdsverkets och Kemikalieinspektionens indelning (Naturvårdsverket, 1999 s. 22). Därför bedöms denna faktor som mycket hög i området. 6.2 Föroreningsnivån (N) Föroreningsnivån bestämdes genom att jämföra den högsta halt som uppmättes i jordproverna med de generella riktvärdena för förorenad som Naturvårdsverket tagit fram för känslig markanvändning (Naturvårdsverket, 2009a s.92). Svenska riktvärden saknas för DDT, DDE, pentakloranilin och kvintozen. Istället användes holländska riktvärden för DDT, DDE (RIVM, 2007 s.40) och pentakloranilin (VROM, 2000 s.13) men något värde att jämföra kvintozen med har inte hittats. I tabellerna 8 och 9 nedan redovisas de högsta uppmätta halterna av klororganiska ämnen respektive metaller samt det riktvärde som har använts för att bedöma föroreningsnivån på området. Mer detaljerade redovisningar om jordproverna och uppmätta halter av förorenande ämnen finns i Appendix 1. Tabell 8. Högst uppmätta halt av klororganiska ämnen, djup under markytan den högsta halten förekom samt generella riktvärden. Förening Högst uppmätta halt (!g/kg) Djup (m) Generellt riktvärde (!g/kg) DDT 2,8 a 0-0,3 a 200 b DDE 2,8 a 0-0,3 a 130 b Hexaklorbensen 100 a 0-0,3 a 35 c Kvintozen 260 a 0-0,3 a - Pentakloranilin 130 a 0-0,3 a d Källa: a WSP Environmental (2013) c Naturvårdsverket (2009a) b RIVM (2007) d VROM (2000) Tabell 9. Högst uppmätta halter av arsenik, bly och zink, djup under markytan den högsta halten förekom samt generella riktvärden. Ämne Högst uppmätta halt (mg/kg) Djup (m) Generellt riktvärde (mg/kg) Arsenik 3,7 a 0-0,3 a 10 b Bly 31 a 0-0,3 a 50 b Zink 190 a 0-0,3 a 250 b Källa: a WSP Environmental (2013) b Naturvårdsverket (2009) Samtliga ämnen håller sig under riktvärdena för förorenad mark förutom hexaklorbensen. Ämnet överskrider riktvärdet med en faktor på 3, vilket enligt Naturvårdsverket innebär en måttlig föroreningsnivå (Naturvårdsverket, 1999 s. 26). Det bör noteras att de utländska riktvärdena som använts inte är beräknade för svenska förhållanden. Riktvärdena som använts för DDT och DDE är beräknade för boende med trädgård med en modell som liknar Naturvårdsverkets modell för framtagning av generella riktvärden. Standardjorden riktvärdet beräknas från har dessutom samma innehåll av organiskt kol som standardjorden som används i Naturvårdsverkets beräkningar 2 procent (RIVM 2001). Dessa riktvärden 19

27 bör därför i det närmaste vara jämförbara med svenska riktvärden. De högsta uppmätta halterna av DDT och DDE ligger långt under det holländska riktvärdet, och föroreningsnivån för ämnena bedöms som mindre allvarliga. Ett holländskt riktvärden för pentakloranilin beräknade utifrån boende med trädgård fanns inte i litteraturen. Då användes en annan typ av holländskt riktvärde (VROM, 2000 s 13). Riktvärdet anger den halt under vilken området anses som allvarligt förorenad (VROM, 2000), och är därför inte optimalt att använda i områden med känslig markanvändning som det aktuella området med bostäder utgör. Riktvärdet kan ändå ge en vägledningar. En halt av ämnet i närheten av riktvärdet skulle vara betydligt högre än en önskvärd halt i ett bostadsområde. Den uppmätta halten ligger långt under det riktvärdet, och föroreningsnivån har därför bedömts som måttlig i denna riskbedömning. För kvintozen har inget svenskt eller utländskt riktvärde funnits i litteraturen. För att få en bild av ämnets toxicitet gjordes en fördjupning av några parametrar som kan användas för att avgöra ett ämnes toxicitet. Samma fördjupning gjordes för hexaklorbensen som också påträffades på området. Tanken var att kunna jämföra ämnenas toxicitetsparametrar. Eftersom ett svenskt riktvärde finns för hexaklorbensen gjordes jämförelsen för att få en vägledning om riktvärdet för kvintozen borde vara högre eller lägre än riktvärdet för hexaklorbensen. Detta för få en uppfattning om hur den uppmätta halten av kvintozen i jordproverna i området bör tolkas. Den första parametern som användes i jämförelsen är ämnenas värde på LD 50. LD 50 (lethal dose, 50 %) baseras på djurförsök, och anger den dos där ämnet dödat 50 procent av försöksdjurspopulationen som testats. Ju lägre dos som anges, desto mer toxiskt är ämnet. Detta är främst ett mått på ämnets akuttoxicitet (University of Hertfordshire, 2014). Eftersom dessa ämnen ofta förekommer i lägre halter i miljön och då miljöproblem oftast uppstår på grund av ämnenas persistens och långtidsverkan är LD 50 inte helt optimal att basera en riskbedömning av en äldre förorenad mark på. Dock kan värdet ge en vägledning i hur pass allvarliga effekter ett ämne kan orsaka. För att jämföra ämnenas persistens användes DT 50 (disappearence time 50 %). Som tidigare nämnts kan det vara svårt att sätta ett värde på halveringstiden som gäller för ett ämne under samtliga omständigheter, då platsspecifika faktorer har stor inverkan på nedbrytningen. De värden som presenteras för DT 50 i tabell 10 är hämtade från University of Hertfordshire. Dessa är medelvärden på DT 50 baserat på olika värden från litteraturen som tagits fram genom både laboratorietester och fältstudier (University of hertfordshire, 2014). För jämförelsen användes även ämnenas K oc - och K ow värden eftersom dessa faktorer är avgörande för rörligheten i marken och benägenheten att bioackumuleras. Jämförelsen innehåller även det tolererbara dagliga intaget (TDI) av ämnena. Eftersom hexaklorbensen klassas som ett cancerogent ämne har Naturvårdsverket (2009a) tagit fram RISK or för hexaklorbensen. Ett liknande värde för kvintozen har funnits i litteraturen. Då användes istället värden på TDI från US Environmental Protection Agency, EPA, för båda ämnen. Klassifikationer enligt WHO och Kemikalieinspektionen användes också vid jämförelsen. Samtliga parametrar presenteras i tabell

28 Tabell 10. Parametrar som används för att avgöra farligheten hos kvintozen och hexaklorbensen. Parameter Kvintozen Hexaklorbensen LD 50 oral (råtta) >1710 mg/kg a >10000 mg/kg b DT a 2000 b K oc c d logk ow 4,21 c 5,73 d TDI 0,003 "g/kg kroppsvikt/dag e 0,0008 "g/kg kroppsvikt/dag f Klassifikation WHO U Osannolikt att ämnet är akut farligt vid normal Ia Extremt farlig g Klassifikation Kemikalieinspektionen användning g Utfasningsämne. Cancerframkallande. Hög kronisk giftighet. Miljöfarligt, långtidseffekter h Prioriterat riskminskningsämne. Allergiframkallande. Miljöfarligt, långtidseffekter h Uppmätt halt på 260 "g/kg i 100 "g/kg i området Riktvärde - 35 "g/kg c Källa: a University of Hertfordshire (2013a) f EPA (1991) b University of Hertfordshire (2013b) g WHO (2002) c HSDB Toxnet (2014) h Kemikalieinspektionen (2014a) d Naturvårdsverket (2009a) i WSP Environmental (2013) e EPA (1992) Genom att jämföra första parametern i tabell 10, LD 50, med tolkningslistan för LD 50 som redovisas i tabell 11, kan utläsas att kvintosen har högre akuttoxicitet än hexaklorbensen. Kvintozen har en måttlig akuttoxicitet medan hexaklorbensen har en låg. Halveringstiden, DT 50, för hexaklorbensen är högre än för kvintosen. Enligt tolkningen för DT 50 som även den redovisas i tabell 11 framgår att persistensen för hexaklorbensen är hög. Kvintosen uppvisar ett värde med måttlig persistent. Tolkning av bioackumulerbarhet och rörlighet redovisades tidigare genom K oc värden samt log K ow värden i tabell 3 respektive 4 i kapitel 4. För både hexaklorbensen och kvintosen visar värdena att ämnena inte är rörliga och har en hög benägenhet till bioackumulation. Dock har hexaklorbensen ett lägre värde på K oc vilket innebär en högre rörlighet än kvintosen, trots att båda ämnena anses som immobila. Hexaklorbensen har ett högre värde för log K ow än kvintosen vilket innebär att hexaklorbensen även har en högre bioackumulerbarhet. Tabell 11. Tolkning av LD 50 som anger akuttoxicitet och DT 50 som anger persistens. LD 50 Halt (mg/kg) Akuttoxicitet DT 50 Persistens (dagar) >2000 Låg <30 Låg Måttlig Måttlig <100 Hög Persistent >365 Hög Källa: University of Hertfordshire (2014) Sammanfattande gäller för ämnena att hexaklorbenzen har högre värde på samtliga toxicitetsparametrar utom akuttoxiciteten där kvintosen har ett högre värde. Att basera bedömningen av föroreningsnivån för kvintozen på detta sätt är inte helt säkert eftersom ämnena kan ha olika egenskaper som ger skilda effekter vid exponering av människa och miljö. Osäkerheter i denna typ av jämförelse är även att ämnena vid nedbrytning kan bilda produkter som har helt andra egenskaper än 21

29 ursprungsämnet, när det gäller exponering av skyddsobjekt så väl som spridning och bioackumulation. Därför användes även det tolererbara dagliga intaget (TDI) och Kemikalieinspektionens klassifikationer av ämnena vid jämförelsen. Värdet på TDI är enligt tabell 11 lägre för hexaklorbensen än för kvintozen, vilket borde ge kvintozen ett högre värde även vid riktvärden för förorenad mark. Kemikalieinspektionen (2014a) klassificerar hexaklorbensen som ett utfasningsämne med cancerframkallande egenskaper, medan kvintozen klassas som ett riskminskningsämne som kan ge allergiska reaktioner. Båda ämnena anses farliga för miljön, men av hälsoeffekterna att döma verkar hexaklorbensen vara det ämne som i mindre mängder ger allvarligare effekter för människors hälsa. Trots att kvintosen förekommer i högre halter i området och har en högre akuttoxicitet, likställs föroreningsnivån för kvintozen med föroreningsnivån för hexaklorbensen till måttlig. Detta på grund av att ämnet på lång sikt antas ha mindre toxiska effekter på människa och miljö. Sammanfattningsvis bedömdes föroreningsnivån av hela området även den till måttlig, men på gränsen till hög på grund av osäkerheterna kring riktvärden för kvintozen och pentakloranilin. 6.3 Spridningsförutsättningar Enligt jordartskartan från SGU (2014a) som finns bifogad i appendix 2 är den dominerande jordarten i området lera. Generellt sätt ger lerjordar en låg spridning. De organiska ämnena har samtliga med sina höga K oc -värden små benägenheter att röra sig vidare i marken mot grundvattnet eftersom de adsorberar mycket starkt till markpartiklar. Risken för att föroreningarna transporteras genom markprofilen och förorenar grundvattnet är därför små. Om markförhållandena på platsen i framtiden skulle förändras och en sådan spridning skulle ske, skulle den energibrunn som finns på området kunna påskynda transporten till grundvattnet. Då föroreningarna finns i ytliga markskikt föreligger en större risk för spridning via ytvattnet om partikelbundna ämnen följer med vattnet vid exempelvis stark nederbörd. Eftersom det organiska ämnena är biotillgängliga och bioackumulerbara kan de spridas till större områden via organismer. De flesta ämnen förkommer dock i halter under sina riktvärden, vilket gör att risken för spridning av dem i en skadlig halt inte borde vara särskilt stor. Som tidigare nämnts i bedömningen av föroreningsnivån finns även här osäkerheter i riktvärden för kvintozen och pentakloranilin. Sammanfattningsvis bedöms spridningsriskerna till måttliga, på gränsen till stora på grund av osäkerheterna. 6.4 Känslighet/Skyddsvärde (K/S) Känsligheten bedöms som mycket stor eftersom människor vistas i området ofta. Exponeringsvägarna för människor i ett bostadsområde är många. Det finns risk för direktkontakt med föroreningarna och att framförallt barn får i sig dem direkt via jorden. Odlas det på området kan människor exponeras via intag av växter. Skyddsvärdet bedöms som mycket stort på grund av det närliggande naturreservatet. 22

30 7. Resultat I den sammanställda riskbedömningen placerades området i riskklass 2. Ämnen som klassas som mycket allvarliga för människors hälsa och miljön förekommer i området. Känsligheten och skyddsvärdet är högt. Nivåerna av ämnena och spridningsförutsättningarna bedöms som måttliga. Se figur 5 för diagram över den sammanställda riskbedömningen. Figur 5. Sammanställd riskbedömning för förorenad mark enligt MIFO fas två över Küllers handelsträdgård. 8. Diskussion och slutsats Området bedömdes till riskklass två eftersom det förekommer flera miljö- och hälsofarliga ämnen på området. Det finns dock många parametrar som saknas för att riskbedömningen ska vara helt säker. Viktiga faktorer framförallt för spridningsförutsättningarna, så som phvärde och den organiska halten i marken har inte funnits under riskbedömningen, och en fördjupad undersökning av det hade gett ett säkrare resultat. De generella riktvärdena som använts för riskbedömningen i denna uppsats är uträknade efter en standardjord och jordarten på platsen kanske inte överensstämmer med standardjorden. Bedömning hade kunnat göras betydligt säkrare om platsspecifika riktvärden räknades ut på området. Bedömningen av spridningsförutsättningarna hade blivit säkrare genom provtagningar av grundvattnet i området samt vatten och bottensediment i den närliggande bäcken. En jämförelse mellan halterna i de proven och halterna i jordproverna skulle visa om ämnena har någon spridning. Av de klororganiska ämnenas inneboende egenskaper att döma borde dock en spridning av ämnena som 23

31 leder till förorening av grundvattnet vara små. Samtliga ämnen som jordproverna testades på finns i ytliga markskikt, inga förorenande ämnen påträffades i de prover som togs i djupare markskikt (Appendix 1.) Detta tyder på att ämnena har en mycket låg rörlighet då användningen av dem upphörde under slutet av 1960-talet. Osäkerheter i riskbedömningen har även berörts i kapitel 6.2 och 6.3 om föroreningsnivån där utländska riktvärden som inte är framtagna för svenska förhållanden har använts. För kvintozen har inget riktvärde hittats att jämföra den uppmätta halten av ämnen på området med för riskbedömningen. En jämförelse gjordes mellan hexaklorbensen och kvintozen vad avser olika mått på ämnenas toxicitet. Dock har olika ämnen olika egenskaper och dessa jämförelser är kanske inte relevanta. Hexaklorbensen listas som ett allvarligare ämne enligt Kemikalieinspektionen och WHO men eftersom riktvärden för kvintozen saknas är det svårt att göra en fullständig bedömning om hur allvarlig en föroreningssituation med de uppmätta halterna av kvintozen som påträffades i jordproverna egentligen är. Jordproverna som togs är ihopblandade och de resultat som redovisas i analysen är därför ett medelvärde på föroreningshalterna som förekommer i området. Detta kan vara ett sätt att på ett effektivare sätt få en överblick över hela områdets föroreningsnivå, men kan också innebära att det på vissa platser i området finns betydligt högre halter av ämnet än vad provtagningarna visar. Detta känns osäkert i ett bostadsområde, eftersom en plats som används för exempelvis odling eller lekparker utgör en hög risk för att människor direkt exponeras av föroreningarna kan innehålla högre halter än de som provtagningsresultaten uppger. Riskbedömningar av förorenad mark ska göras ur ett långsiktigt perspektiv. Klimatförändringar med ökad temperatur och nederbörd kan innebära ändringar i markens kemiska egenskaper vilket kan komma att påverka spridningen och exponeringsvägarna. Bebyggelse eller förändring av markanvändningen är också faktorer som kan öka spridning och exponering av föroreningarna på områdena. Användningen av riktvärden kan ge osäkerheter inför framtiden, då de är beräknade utifrån en bakgrundsexponering som kan komma att förändras. Ökar exponeringen från andra källor utanför de aktuella områdena, kan den halt som anses acceptabel att en människa får i sig dagligen från det förorenade området överskridas. Med tanke på det övergripande mål som ligger till grund för arbetet med förorenade områden, att lämna över ett samhälle fritt från stora miljöproblem samt delmålet Giftfri miljö borde åtgärder göras i området. I ett område som används till bostadstäder borde inte ämnen som exempelvis hexaklorbensen, som kan ge upphov till så pass allvarliga sjukdomar som cancer, förekomma i halter som överskrider Naturvårdsverkets riktvärden. En tydlig trend syns i att de klororganiska ämnena påträffas i samlingsproven SPK01, SPK02 och SPK03. De högsta halterna finns i SPK03 vilket gör att det vid eventuella vidare åtgärder borde områdets östra delar prioriteras. 9. Tackord Jag vill tacka min handledare Roger Herbert för värdefulla tips och råd under arbetets gång. Jag vill också tacka Annika Seidel på Länsstyrelsen i Uppsala för nyttig information och snabba svar vid frågor och funderingar. Ett sista tack vill jag rikta till Magnus Hellqvist för välbehövligt stöd under presentationsdagarna. 24

32 10. Referenser Andréasson, A. (2007). Trädgårdshistoria för inventerare. Alnarp: Centrum för biologisk mångfald. Baird, C. (1999). Environmental chemistry. 2nd ed. New York: W.H. Freeman and Company. Berggren Kleja, D., Elert, M., Gustafsson, J.P, Jarvis N., Norrström, A.C. (2006). Metallers mobilitet i mark. Naturvårdsverket rapport Stockholm: Naturvårdsverket. Bernes, C. (1998). Organiska Miljögifter - Ett svenskt perspektiv på ett internationellt problem. Upplaga Stockholm: Naturvårdsverkets förlag. Björklund, E., Styrishave, B., Anskjær, G. G., Hansen, M. & Halling-Sørensen, B. (2011). Dichlobenil and 2,6-dichlorobenzamide (BAM) in the environment: What are the risks to humans and biota? Science of The Total Environment 409(19), Tillgänglig: [ ]. Dejonckheere, W., Steurbaut, W. & Kips, R. H. (1975). Residues of quintozene, hexachlorobenzene, dichloran and pentachloroaniline in soil and lettuce. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 13(6), Tllgänglig: [ ]. Eriksson, J., Dahlin, S., Nilsson, I., Simonsson, M. (2011) Marklära. Upplaga 1:1. Lund: Studentlitteratur AB. Grip, H., Rodhe, A. (2000). Vattnets väg från regn till bäck. Uppsala: Hallgren & Fallgren. Jonasson, S., von Brömssen, M., Gunnemyr, L., Lindstrand (2007). Modeller för transport och spridning av föroreningar: fas 2. Naturvårdsverket rapport Stockholm: Naturvårdsverket. Ländell, M., Haglund, K. (2013). Miljötekniska undersökningar vid handelsträdgårdar. Erfarenheter och rekommendationer [online]. Linköping: Statens geotekninska instutition, SGI. Publikation 2. Tillgänglig: tion/sgi- P2.pdf [ ]. Michanek, G., Zetterberg C. (2012). Den svenska miljörätten. Uppsala: Iustus. National Academies Press (1977) Arsenic!: Medical and Biological Effects of Environmental Pollutants. Washington, DC, USA: National Academies Press. Tillgänglig: [ ]. National Research Council (U.S.) (2000). The future role of pesticides in US agriculture. Washington, D.C: National Academy Press. Tillgänglig: [ ]. Naturvårdsverket (1999). Metodik för inventering av förorenade områden: bedömningsgrunder för miljökvalitet!: vägledning för insamling av underlagsdata. Naturvårdsverket rapport Stockholm: Naturvårdsverket. Naturvårdsverket (2009a). Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. Naturvårdsverket rapport Stockholm: Naturvårdsverket. Naturvårdsverket (2009b). Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning 25

33 från förenklad till fördjupad riskbedömning. Naturvårdsverket rapport Stockholm: Naturvårdsverket. Naturvårdsverket (2009c). Biotillgänglighet som företeelse och vid riskbedömningar av förorenade områden. Naturvårdsverket rapport Stockholm: Naturvårdsverket. Nilsson, G., Rosqvist, H., Andersson-Sköld, Y., Starzec, P., Norrman, J. (2005). Föroreningsspridning. Underlag för handlingsplan för att förutse och förebygga naturolyckor i Sverige vid förändrat klimat. Deluppdrag 3. Linköping: Statens geotekniska institut (SGI). Tillgänglig: [ ]. Paulsson, A. (2008). Regionalt program för efterbehandling av förorenade områden i Jönköpings län Jönköping: Länsstyrelsen i Jönköpings län. (Nr. 2008:24). Pettersson, O. (1994). Tungmetaller i odling och miljö. Uppsala: Sveriges Lantbruksuniversitet. Tillgänglig: ww.vaxteko.nu/html/sll/slu/aktu elltfrslu/alu422/alu422.htm [ ]. RIVM (2001) Evaluation and revision of the CSOIL parameter set, proposed parameter set for human exposure modelling and deriving intervention values for the first series of compounds. RIVM report Bilthoven, Nederländerna: National Institute for Public Health and the Environment. RIVM (2007) National land use specific reference values: a basis for maximum values in Dutch soil policy. RIVM report Bilthoven, Nederländerna: National Institute for Public Health and the Environment. Selenius, O. (2010). Medicinsk Geologi. 1:1. ed Studentlitteratur AB. Öberg, M., Håkansson, H.(2000). Hälsorisker med långlivade organiska miljögifter. Naturvårdsverkets rapport Stockholm: Naturvårdsverket. SGU (2005) Mineralmarknaden. Tema: Arsenik. SGU:s periodiska publikationer 2005:4. Sveriges geologiska undersökning. SGU (2006) Mineralmarknaden. Tema - Bly. SGU:s periodiska publikationer 2006:1. Sveriges geologiska undersökning. Socialstyrelsen (2006). Dricksvattenrening med avseende på arsenik. Artikelnr Tillgänglig: og/attachments/9627/ _ pdf [ ]. Torstensson, L. (1987) Kemiska bekämpningsmedel - transport, bindning och nedbrytning i marken. Aktuellt från lantbruksuniversitetet nr 357. Sveriges Lantbruksuniversitet. Tillgänglig: [ ]. VROM (2000) Circular on target values and intervention values for soil remediation, Annex A: Target values, soil remediation intervention values and indicative levels for serious contamination. The Netherlands Ministry of Housing, Spatial Planning and Environment. Internetkällor EPA (1991) United States Environmental Protection Agency. Integrated Risk Information System, Hexachlorobenzene EPA (1992) United States Environmental Protection Agency. Integrated Risk 26

34 Information System, Pentachloronitrobenzene Extoxnet (1996) Pesticide Information Profiles, Quintozene, PCNB HSDB (2003) Pentachloroaniline. NO Kemikalieinspektionen (2014a) Prioriteringsguiden PRIO aspx Kemikalieinspektionen (2014b) Skyddsområde för vattentäkt, vägledning till hur man tar reda på vilka ämnen som riskerar att läcka till grundvattnet. Skyddsomrade-for-vattentakt.pdf Kemikalieinspektionen (2012) Organiska zinksalter. m Lenntech (2014) Zinc (Zn), Chemical properties, health and environmental effects Naturvårdsverket (2014) De flesta förorenade områdena är kända SGU (2014a) Jordartskarta från Sveriges Geologiska Undersöknings kartgenerator SGU (2014b) Data från Sveriges Geologiska Undersöknings brunnsarkiv Toxipedia (2013) DDT Toxipedia (2014) Hexachlorobenzene University of Hertfordshire (2013a) PPDB: Pesticide Properties Database. Quintozene University of Hertfordshire (2013b) PPDB: Pesticide Properties Database. Hexachlorobenzene University of Hertfordshire (2014) The University of Hertfordshire Agricultural Substances Database Background and Support Information WHO (2002) International Program on Chemical Safety, The WHO recommended classification of pesticides by hazard and guidelines for classification World Health Organisation Opublicerat material WSP Environmental (2013) Översiktlig miljöteknisk undersökning Sju f.d. handelsträdgårdar. Uppdragsnummer: Länsstyrelsen i Uppsala län (2013) Material från MIFO fas 1, Küllers Handelsträdgård Norby. Opublicerad rapport. Länsstyrelsen i Uppsala län. 27

35 Appendix 1 Provtagningspunkter och provtagningsresultat från WSP Environmental (2013). Figur 6. Karta över det aktuella området med provtagningspunkter samt indelning av samlingsprover. Källa: WSP Environmental (2013). Tabell redovisar de provpunkter som varje samlingsprov innehåller och halterna av de påträffade ämnena i varje samlingsprov. Uppgifterna i tabellerna är hämtade från WSP Environmental (2013) Tabell 12. Samlingsprov 1. Provtagningspunkter, provtagningsdjup och geoteknisk benämning. Samlingsprov Provpunkter Djup (m) Geoteknisk benämning SPK01 K-3 0 0,3 Fyllning/lerig, sandig K-4 0 0,15 Fyllning/lerig, mullhaltig K-6 0 0,2 Fyllning/sandig, lerig, mullhaltig K-7 0 0,3 Fyllning/lerig, mullhaltig Tabell 12a. Påträffade ämnen i samlingsprov 1 samt halt av det påträffade ämnet. Samlingsprov Påträffade ämnen Halt SPK01 As 31 mg/kg TS Pb 3,3 mg/kg TS Zn 190 mg/kg TS DDE 2,8 "g/kg TS DDT 2,8 "g/kg TS DDT (tot) 5,7 "g/kg TS 28