UTVÄRDERINGSRAPPORT - HUVUDSTUDIE NORRBYSKÄR SLUTRAPPORT 3 JANUARI 2013

Transkript

1 UTVÄRDERINGSRAPPORT - HUVUDSTUDIE NORRBYSKÄR SLUTRAPPORT 3 JANUARI 2013 REVIDERAD 9 APRIL 2014

2

3 Sammanfattning Tyréns AB har på uppdrag av Umeå kommun utfört miljötekniska undersökningar i omfattning motsvarande huvudstudie, av den nedlagda sågverksindustrin på Norrbyskär. Syftet med huvudstudien är att få en bättre bild av föroreningssituationen från den nedlagda sågverksindustrin med tillhörande verksamheter på Norrbyskär och att ta fram underlag för eventuella åtgärder. På Norrbyskär bedrevs mellan åren 1895 och 1952 ett av Europas största sågverk. För att motverka blånadssvamp sprinklades virke med pentaklorfenol direkt efter sågning eftersom blånaden uppstod i otorkat virke. Hanteringen har orsakat spridning av klorfenoler och dioxiner till omgivningen. Sågverksamheten på Norrbyskär omfattade ett mycket stort område beläget på flera olika öar. Förutom doppning har galvanisering, pråmvarv och kolning bedrivits på skären. I dag är Norrbyskär en turist- och sommarö med tiotusentals besökare varje år. Arbetarbostäderna på Norrbyskär har sålts till privatpersoner och fungerar idag som sommarbostäder. På öarna finns många spår som sågverksepoken har lämnat efter sig och miljön är därför klassad som riksintresse för kulturmiljövård. Delar av skären har höga naturvärden i form av lövskog. Innan undersökningen som presenteras här startade beskrevs mål för hur området ska kunna användas utan risk för att påverkas negativt av föroreningar, vilket utgör projektets övergripande åtgärdsmål: Ögruppen Norrbyskär ska kunna användas för sommarboende, frilufts- och fritidsändamål samt arbetsplats Läckage av föroreningar från Norrbyskär ska inte orsaka negativa effekter på vattenlevande organismer i recipienten. Saneringsåtgärderna och områdets användning samplaneras så att kostnadseffektiva alternativ väljs. Områdets naturvärden och kulturhistoriska värden ska bevaras i så hög grad som möjligt. Jord, grundvatten, dricksvatten, hallon, potatis, sediment, ytvatten, fisk och snäckor har provtagits och undersökts på innehåll av föroreningar, främst dioxiner men i delar även klorfenoler, PAH och metaller. Ställvis har höga halter av dioxin påvisats. Mängderna dioxin på skären uppskattas till gram TEQ, varav den största andelen på sågverksområdet och därefter på Långgrundets stora brädgård. Där galvanisering, förzinkning, tidigare utfördes, har höga metallhalter påträffats. Vid pråmvarvet användes tjära och här påträffades höga halter av PAH i jorden. När människor vistas ofta och länge på de delar av skären som är förorenade, d.v.s. sågverksområdet och brädgården vid Långgrundet, finns risk för negativa effekter på hälsan, framförallt på lång sikt. Dioxinhalter i kött och fisk från området är lägre än EU:s gränsvärden och bedöms inte påverka människors hälsa. Spridning av föroreningar till omgivande vatten bedöms vara relativt låg. Markmiljön bedöms utifrån föroreningsnivåer vara påverkat vid sågverksområdet, Långgrundets brädgård och Pråmvarvet. De landmiljöer som har höga naturvärden på skären, lövskog och eventuellt även insekter, är generellt relativt okänsliga för de föroreningar som påträffats. Det är snarare saneringsåtgärder än föroreningsitsation som antas kunna påverka naturvärdena negativt. Riskerna kan förändras i framtiden om markanvändningen förändras genom att t.ex. sommarbostäder byggs på tidigare obebyggda platser. Rekommendationer i föreliggande rapport avser användning av marken på samma sätt som i dagsläget. 3(83)

4 I den omfattande åtgärdsutredningen har möjliga åtgärder beskrivits (bortgrävning i olika omfattning och övertäckning, samt kombinationer av dessa), liksom bedömning av riskminskning och kostnader. Kostnaderna för att åtgärda de påträffade föroreningarna varierar mellan 22 och 172 miljoner kronor beroende på ambitionsnivå. I det billigaste alternativet uppnås inte de övergripande åtgärdsmålen och det mest ambitiösa alternativet innebär att samtliga föroreningar med halter över riktvärdena avlägsnas från öarna. Egenskaperna hos de nya massorna behöver definieras för att inte öka spridningsförutsättningar eller minska förutsättningarna för god markfunktion. I riskvärderingen har minsking av hälsorisker, miljörisker, påverkan på naturvärden och kulturmiljövärden värderats och kvantifierats. Metodernas tillförlitlighet har bedömts liksom hållbarhet på lång sikt och behov av restriktioner. 4(83)

5 Innehållsförteckning 1 Inledning Bakgrund Syfte Avgränsningar Organisation Markanvändning och övergripande åtgärdsmål Skyddsobjekt, skyddsvärde och känslighet Framtidsscenarier Utförda undersökningar Tidigare utförda undersökningar och åtgärder Utförda undersökningar i huvudstudien Omgivningsförhållanden Områdesbeskrivning Ägarförhållanden Geologiska och hydrogeologiska förhållanden Verksamhetshistorik Historik för verksamheten Sågverk och behandling av virke Hyvleri och brädgårdar Galvanisering Pråmvarv och timmerupplag Skjutbana Karakterisering av undersökta föroreningar Riktvärden Riktvärden för jord Generella riktvärden Platsspecifika riktvärden Rikt- och jämförvärden för grundvatten Rikt- och jämförvärden för ytvatten Rikt- och jämförvärden för sediment Rikt- och jämförvärden för biota Föroreningssituation Föroreningar i mark Delområde 1 f.d. sågverksområdet Delområde 2 Långgrundets brädgård (83)

6 6.1.3 Delområde 3 och 9 Tannskär Delområde 4 Stuguskärs spånområde, Kalmar n Delområde 5 Stuguskärs brädgård Delområde 7 Galvaniseringen Delområde 8 Pråmvarv Delområde 10 Skjutbanan Område 11 Timmerupplag Sammanställning av mängdberäkning Föroreningar i grundvatten Sågverksområdet område Långgrundets brädgård område Föroreningar i ytvatten Föroreningar i sediment Föroreningar i biota Biota på land Biota i vatten Toxicitetstest Föroreningsspridning och belastning Spridningsvägar Grundvattenströmning och vattenbalans Havsnivåförändringar Föroreningsbelastning / läckageberäkningar Jämförelse av dioxinmönster för bedömning av spridning Riskbedömning Riskbedömning av hälsorisker Delområde 1 f.d. sågverksområdet Delområde 2 Långgrundets brädgård Delområde 3 Tannskär Delområde 4 och 5 Stuguskärs spånområde och brädgård Delområde 7 Galvaniseringen Delområde 8 Pråmvarv Delområde 10 F.d. skjutbanan Intag av fisk och kött Riskbedömning av miljörisker Landmiljö Vattenmiljö Framtida risker (83)

7 8.3.1 Förändrad markanvändning Tillfälliga skydd Klimatförändringar Erosion Sammanfattande riskbedömning Behov av riskreduktion Utredning av åtgärdsalternativ Vägledande och grundläggande utgångspunkter för efterbehandling Möjliga åtgärdsmetoder Alternativa metoder inom respektive område Åtgärder vid sågverksområdet Åtgärder vid Långgrundets brädgård Åtgärder vid Tannskär spånområde Åtgärder vid Galvaniseringen Åtgärder vid Pråmvarvet Transport av förorenad jord Transport på färja Transport med pråm Transport vintertid på isväg Förslag på skyddsåtgärder Skyddsåtgärder vid risk för damning Skyddsåtgärder för spridning Rening av grundvatten Kostnadsuppskattning av åtgärder Kombinerade åtgärdsalternativ Riskvärdering Bedömning av respektive åtgärdsalternativ Bedömning av MIN-alternativet Bedömning av alternativ Bedömning av alternativ Bedömning av alternativ Bedömning av alternativ Bedömning av alternativ Bedömning av alternativ Bedömning av MAX-alternativet Osäkerheter och kunskapsluckor Projekteringsdirektiv (83)

8 13 Referenser Bilagor: 1. Resultatrapport, daterad , reviderad Plankartor med föroreningshalter i jord och sediment över platsspecifika riktvärden 3. Plankartor med föroreningshalter i grundvatten och ytvatten över platsspecifika riktvärden 4. Karaktärisering av föroreningar 5. Beräkning av platsspecifika riktvärden 6. Beskrivning av åtgärdsmetoder 8(83)

9 1 Inledning 1.1 Bakgrund På Norrbyskär bedrevs tidigare ett av Europas största sågverk. Verksamheten bedrevs i huvudsak mellan åren 1895 och 1952 av Mo Ångsåg. Omkring år 1920, då produktionen var som störst, producerades ca m 3 virke/år. För att motverka blånadssvamp sprinklades virke med pentaklorfenol direkt efter sågning eftersom blånaden uppstod i otorkat virke. Hanteringen har orsakat spridning av klorfenoler och dioxiner till omgivningen. Sågverksamheten på Norrbyskär omfattade ett mycket stort område; totalt 20 till 30 hektar med stor geografisk utbredning, bl. a. beläget på tre olika öar (Fernerud 2010). Förutom doppning har det även bedrivits galvanisering, pråmvarv och kolning på skären. I dag är Norrbyskär en turist- och sommarö med tiotusentals besökare varje år. Arbetarbostäderna på Norrbyskär har sålts till privatpersoner och fungerar idag som sommarbostäder. Dessa 50-talet bostäder är huvudsakligen belägna på Långgrundet och Stuguskär, men finns även på Blågrundet och Stengrundet. På öarna finns rester av brygg- och kajanläggningar, fundament till kranar och till linbanan, en slip från varvsverksamheten samt en del fartygslämningar. I och under vattenytan syns rester av pråmar samt sjunket timmer. På grund av de många spår sågverksepoken har lämnat efter sig är miljön klassad som riksintresse för kulturmiljövård. Tidigare utförda undersökningar visar att alla undersökta delområden är påverkade av blånadsmedlet (klorfenolmedel). Detta eftersom dioxiner har påvisats i halter över vad som brukar anses vara bakgrundsnivåer på alla delområden och på grund av dioxinmönstret i proverna. Eventuella föroreningar från galvaniseringen samt kolningen har inte undersökts i tidigare utredningar. 1.2 Syfte Tyréns AB har på uppdrag av Umeå kommun utfört miljötekniska undersökningar i omfattning motsvarande huvudstudie enligt Naturvårdsverkets riktlinjer, av den nedlagda sågverksindustrin på Norrbyskär. Syftet med huvudstudien är att få en bättre bild av föroreningssituationen från den nedlagda sågverksindustrin med tillhörande verksamheter på Norrbyskär och att ta fram underlag för eventuella åtgärder. Undersökningarna har utförts enligt Naturvårdsverkets rapporter om undersökningar och riskbedömning av förorenade områden (Naturvårdsverket rapporterna 5976, 5977 och 5978). 1.3 Avgränsningar Undersökningen gäller inte samtliga områden där verksamhet har funnits på ön, utan har en viss geografisk avgränsning. Det är dock samtliga tidigare identifierande verksamhetsområden förutom båtslipen på Stuguskär (6) som omfattas av denna utredning, se Figur 1 nedan, dvs. (1) Sågverksområdet, (2) Långgrundets brädgård, (3) Tannskärs hyvleri, (3b) Tannskärs brädgård och hyvlerimagasin, (4) Stuguskär flisupplag, Kalmar n, (5) Stuguskärs brädgård, (7) Galvanisering, (8) Pråmvarvet, (9) Tannskärs kolningsområde, (10) Skjutbanan, (11) Stengrundet timmerupplag.. Gamla skjutbanan på Blågrundet samt timmerupplaget på Stengrundet har tillkommit under projektets gång. T:\_uppdrag\240853\01_Tyréns uppdrag\019_utleverans\ \Utvärderingsrapport\Utvärderingsrapport Huvudstudie Norrbyskär docx

10 Figur 1. Översiktskarta över Norrbyskär som visar vilka delområden som har ingått i föreliggande undersökning. 1.4 Organisation Följande organisation har arbetat med uppdraget. Beställare: Jonas Fagerman, Mark och exploatering, Umeå kommun Tillsynsmyndighet: Anna Pallin, Miljö- och hälsoskydd, Umeå kommun Tilldelning av medel: Karin Söderström, Länsstyrelsen i Västerbottens län Uppdragsansvariga: Handläggare: Fältansvarig: GIS: Underkonsult: Nadja Lundgren och UIf Wiklund, Tyréns AB Nina Nilsson och Nadja Lundgren, Tyréns AB Marcus Berg, Tyréns AB Ida Sjöberg, Tyréns AB Pelagia Miljökonsult AB för fältprovtagning av biota i vatten, sediment och ytvatten 1.5 Markanvändning och övergripande åtgärdsmål Utgångspunkten för denna huvudstudie, i riskbedömning och i åtgärdsutredning, är att markanvändningen inom Norrbyskär ska fortsätta som i dagsläget. Med bakgrund av detta föreslås följande övergripande åtgärdsmål: Ögruppen Norrbyskär ska kunna användas för sommarboende, arbetsplats samt friluftsoch fritidsändamål utan risker för negativa effekter på hälsa och miljö på grund av närvaro av föroreningar. Läckage av föroreningar från Norrbyskär ska inte orsaka negativa effekter på vattenlevande organismer i recipienten. Saneringsåtgärder och områdets användning samplaneras så att kostnadseffektiva alternativ väljs. 10(83)

11 Områdets naturvärden ska bevaras i så hög grad som möjligt. Norrbyskär kulturhistoriska värden ska bevaras i så hög grad som möjligt. Kulturhistoriska värden bedöms bestå av bl.a. byggnadsstrukturen med nuvarande sommarhus, lämningar av fundament till högbana och transportbana samt kajstrukturen vid t.ex. Långgrundets brädgård. Många av områdets industriminnen är idag skadade och det bedöms vara önskvärt att inte bara bevara utan även tydligare synliggöra dessa kulturminnen. De eventuella planer på utökad bebyggelse som beskrivs i Umeå kommuns översiktsplan och gällande områdesbestämmelser samt utvecklingsplan för Norrbyskär (Umeå kommun 2000 och 2002) beaktas alltså inte. När dessa planer skrevs var föroreningssituationen på skären inte känd och hänsyn kunde inte tas till de begränsningar som föroreningarna innebär. 1.6 Skyddsobjekt, skyddsvärde och känslighet Följande skyddsobjekt har identifierats som viktiga och som hänsyn ska tas till vid genomförande av riskbedömning och åtgärdsutredning. Människor som besöker skären Människor som bor och/eller arbetar delar av året på skären Landlevande organismer Vattenlevande organismer Kulturhistoriska lämningar Känsligheten för Norrbyskär bedöms som högt med tanke på dess betydelse för turism och friluftsliv. Människor, både vuxna och barn, vistas frekvent inom öarna sommartid och alla områden inom skären är lättillgängliga. Lämningarna från industriepoken är både spännande och intressanta att upptäcka vilket innebär att man kan förvänta sig att folk rör sig även inom mindre lättillgängliga områden. Skyddsvärda biotoper med höga naturvärden finns på flera platser på skären enligt en inventering som utförts av Umeå kommun. 1.7 Framtidsscenarier Det är beslutat inom ramen för projektet att riskbedömning och åtgärdsutredning ska utföras med utgångspunkt från att nutida markanvändning kommer att gälla även i framtiden. Eventuella framtida ändringar av markanvändningen kommer att medföra behov av en förnyad riskbedömning, där hänsyn tas till ändrade exponeringssituationer. 2 Utförda undersökningar 2.1 Tidigare utförda undersökningar och åtgärder Följande utredningar och undersökningar har tidigare utförts inom Norrbyskär: WSP PM Översiktlig markundersökning Truthällan, Tannskär, Norrbyskär Umeå Universitet , Kemiska institutionen. Angående analys av fårprover med avseende på polyklorerade dioxiner och dibensofuraner 11(83)

12 Fernerud Engineering, Förstudie Norrbyskär. Fastighet Norrbyn 4:136 och 4:143, Umeå kommun SGI Översiktlig undersökning av Norrbyskärs sågverksområde, Norrbyskärs industrimuseum, Umeå kommun, Västerbotten Kristin Stadling, Riskklassificering av Norrbyskärs varv enligt MIFO-modellen. Examensarbete Umeå Universitet. Ida Sjöberg, En tungmetallsundersökning i sedimenten kring Norrbyskär. Examensarbete Umeå Universitet Dessutom har MIFO-inventering och klassning utförts av Länsstyrelsen i Västerbottens län, daterad Tidigare utförda undersökningar har visat på mycket höga dioxinhalter inom främst det område där Lilla Norrbyskär ligger på Långgrundets norra ände. Efter SGI:s undersökning ledde detta till att ett delområde stängslades in för att förhindra att människor rörde sig inom området. Förstudien som utfördes 2010 visade även på förhöjda halter av dioxin inom Långgrundets brädgård och till viss del inom spånområdena vid Tannskär och Stuguskär. 2.2 Utförda undersökningar i huvudstudien Provtagningsmetodik och planerad omfattning av provtagningen redovisas i Provtagningsplan och Genomförandebeskrivning (Tyréns 2012a) samt i Provtagningsinstruktioner för sedimentoch biotaprovtagning (Tyréns 2013). Beskrivning av utförda fältarbeten samt resultat av laboratorieanalyser redovisas tillsammans med provtagningstabeller och analysrapporter i bilaga 1, Resultatrapport Huvudstudie Norrbyskär, daterad , reviderad och (Tyréns 2012b). 3 Omgivningsförhållanden 3.1 Områdesbeskrivning Ögruppen Norrbyskär ligger ca 4 mil söder om Umeå och ca 2,5 km från fastlandet. Norrbyskär består av öarna Blågrundet, Stengrundet, Långgrundet, Tannskär, Truthällan, Stuguskär och Kalmarn n som till en början var separerade från varandra men under sågverksperioden byggdes samman. Även landhöjningen har bidragit till att framför allt Långgrundet och Stengrundet idag är mer eller mindre sammavuxna. Norrbyskär har en total areal omkring hektar. Nedan beskrivs översiktlig den nuvarande markanvändningen inom respektive ö: Stuguskär här finns bryggan där färjan från fastlandet lägger till. På ön finns även värdshus. På öns norra del finns sommarbostäder och en kaj för fritidsbåtar. På den södra delen av ön som tidigare utgjorde brädgårdsområde består i dagsläget främst av slyskog. Långgrundet på Långgrundets norra ände, där sågverket tidigare varit beläget, finns Norrbyskär museum och Lilla Norrbyskär ett miniatyrland som byggts upp för att visa hur Norrbyskär såg ut under verksamhetstiden. På ön finns även flertalet sommarbostäder i de tidigare arbetarbostäderna. Västra delen av ön utgjordes tidigare av brädgård och består i dagsläget av skogsmark. På öns södra del finns kapell samt kursgård som drivs av KFUM. Det finns även fiskebodar på södra änden, vid Tannskärsviken 12(83)

13 Tannskär på Tannskär finns i dagsläget ingen egentlig verksamhet förutom enstaka fiskebodar. Däremot så sker odling av bl.a. potatis inom det gamla kolningsområdet, se Figur 4 nedan. Blågrundet På Blågrundet finns ytterligare några sommarbostäder samt att KFUM har en lägergård med bl.a. höghöjdsbana. En stig leder norrut från KFUMs område till en grillkåta på öns norra del I dag är Norrbyskär en turist- och sommarö med tiotusentals besökare varje år. Arbetarbostäderna på Norrbyskär har sålts till privatpersoner och fungerar idag som sommarbostäder. Dessa 50-talet bostäder är huvudsakligen belägna på Långgrundet och Stuguskär, men finns även på Blågrundet och Stengrundet. Vägar finns men bilar finns sällan på skären. Nästan alla byggnader på öarna betraktas i Länsstyrelsens bevarandeförslag (Lst 1984) som kulturhistorisk värdefulla, med undantag av fritidshus på Blågrundet och Per-Ivars-grundet. Hela de båda huvudöarna, Stuguskär och Långrundet, samt omkringliggande vattenytor är klassade som riksintresse för kulturmiljö av Länsstyrelsen. Figur 2. Vänster: Smidig transport på skären. Höger: Pråm, ett av många tecken på verksamheterna som en gång pågick. På öarna finns flera industriminnen kvar, främst i form av rester av brygg- och kajanläggningar, fundament till kranar och till linbanan, en slip från varvsverksamheten samt en del fartygslämningar. I och under vattenytan syns rester av pråmar samt sjunket timmer. 13(83)

14 Figur 3. Bryggor och kajer används fortfarande. Båtangöring sker idag främst på norra Stuguskär, vid en mindre hamn på Kalmar n, vid ångbåtsbryggan på Stuguskär samt vid Värdshuset egna bryggor. Dessutom har privatpersoner båtplatser bl.a. längs den gamla kajen på Långgrundet, som i Figur 3 ovan. Figur 4. Vänster: Flisrester vid område Tannskärs spån- och hyvelområde (3:1). Höger: Potatisodling vid det f.d. kolningsområdet på Tannskär. Norrbyskär gränsar till område av riskintresse för naturvården (Snöanskärgården). På Norrbyskär finns flera områden med höga naturvärden, i inventeringar utförda av Umeå kommun har sammanlagt ca 40 h lövskog med högsta naturvärde, klass 1, identifierats. Dessa lövskogar finns på Tannskär, Stengrundet, Blågrundet samt på Stuguskär, delen nordost om Värdshuset. Höga naturvärden motiveras med skärgårdens stora variation av kala fågelskär, 14(83)

15 klapperstensfält, strandängar och lövskogar. Eventuellt finns även insekter på skären som innebär höga naturvärden. 3.2 Ägarförhållanden Det är främst två större fastigheter på Norrbyskär utöver de mindre avstyckade tomterna som tillhör sommarstugorna. Umeå kommun äger fastigheten Norrbyn 4:143 sedan 1997 och Stiftelsen Mo Ångsåg äger Norrbyn 4:136 sedan Geologiska och hydrogeologiska förhållanden Nedan beskrivs de geologiska och hydrogeologiska förhållandena inom respektive delområde. Sågverksområdet (område 1) Marken inom det f.d. sågverksområdet, och det område där Sågverksmuseet och Lilla Norrbyskär ligger i dagsläget, utgörs till stora delar av rivningsmassor från rivningen av sågverket. Inom de centrala delarna består fyllningen av en blandning av morän, järnskrot, tegel, glas och trärester, i form av bräder, bark och spånrester, se Figur 5. Mäktigheten på rivningsfyllningen uppgår till ca 2-3 m. Figur 5. Vänster: Tegelfyllning i punkt 1T4. Höger: Trärester i punkt 1T2. I de västra delarna av området består marken i de översta ca 1-2 metrarna i regel av bark- och spåninblandad morän. I öster går gränsen för fyllningen med rivningsmassor vid nuvarande museum-byggnad, vilket är det tidigare maskinhuset, som ligger i områdets högsta läge. Öster och söder om byggnaden utgörs marken av naturligt avsatt morän och sydöst om byggnaden går berget i dagen. Det finns dock ett område med rivningsfyllning vid punkt 1T15, söder om det huvudsakliga utfyllnadsområdet. Östra delen av sågverksområdet ligger på en vattendelare, ungefär i höjd med den tidigare panncentralen, där marken utgörs av ett tunt jordtäcke ovan berg. Grundvattenströmningen inom sågverksområdet bedöms därför vara västerut och norrut, ut mot viken. I de grundvattenrör som finns inom det mer låglänta västra området har grundvattenytans nivå mätts till mellan ca 0,2-1,5 m under markytan (mellan nivåerna -0,47 +0,55 i RH2000). Inom de mer centrala delarna av sågverksområdet ligger grundvattenytan på ca 2,1-2,8 m djup under markytan (nivå +0, ,69 i RH2000). 15(83)

16 Långgrundets brädgård (område 2) Marken inom Långgrundets brädgård utgörs av fyllning av förmultnande bark- och trärester ovan morän. Moränen är en grusig siltig sandig morän, som påträffas på mellan 0,3-2,3 m under markytan. Träfyllningens tjocklek är som mäktigast närmast vattnet och minskar åt öster. Utbredningen av den tjockare träfyllningen, med ca 1-2 m mäktighet bedöms vara relativt begränsad närmast vattnet, uppskattningsvis ca m från strandlinjen. Längre österut uppgår fyllningen till ca 0,3-0,7 m. Strandlinjen har varit kaj under verksamhetstiden och är stenskodd. Kvaliteten på kajkanten är dock generellt dålig, se Figur 6 nedan. Figur 6. Kajkanten vid Långgrundets brädgård Markytan inom brädgårdsområdet är relativt plan men sluttar svagt västerut mot havet. Grundvattenytan bedöms i stort sett följa markytan men antas, i området närmast vattnet, variera med havsnivån. I de grundvattenrör som satts inom området har grundvattenytan uppmätts på ca 0,7-1,3 m under markytan, motsvarande nivåerna -0, ,28 i RH2000. Grundvattenströmningen är västerut, i riktning mot havet. Tannskärs brädgård, samt hyvel- och spånområde (område 3 och 9) Den f.d. hyvelbyggnaden på Tannskär var belägen på norra sidan av öns höjdpunkt och berget går i dagen vid högsta punkten. I läget för den gamla hyvelbyggnaden finns i dagsläget endast rivningsrester av tegel och betong. Det finns även kvar rester av skorstenen och av kakelgolv vilket gör att läget för bygganden kan lokaliseras på plats. Norr om hyveln finns det gamla spånområdet, vilket tydligt ses i fält, se Figur 7. Marken består av spån och växtligheten är sparsam inom delar av området. Spånområdet gränsar mot berghäll i öster men de västra delarna utgörs av skogsmark. Spånområdet sträcker sig ända ner till strandkanten. 16(83)

17 Figur 7. Spånområdet på Tannskär. Markförhållanden på Tannskär utgörs i övrigt av morän. Inom hela det gamla kolningsområdet, som även varit brädgård, påträffas kolrester i de översta 0,3-0,5 m. Kolrester påträffas även i andra delar av Tannskär, bl.a. ute på västra udden. Stuguskär spånområde (område 4) Spånområdet vid Stuguskär har bildats genom att spån transporterades till området med en högbana från sågverket på Långrundet vilket har inneburit att området mellan öarna Stuguskär och Kalmar n har fyllt igen med spån. Spånområdet omfattar en yta av ca m 2 där marken i huvudsak består av spånfyllning ner till ca 0,5 m under markytan. Marken är delvis bevuxen med sly även om relativt stora delar är öppna spånytor, se Figur 8. Figur 8. Spånområdet vid Stuguskär. Till höger ses att jorden utgörs av ren spån. Stuguskärs brädgård (område 5) Stuguskärs brädgårdsområde börjar just söder om den plats där färjan till Norrbyskär lägger till. I norra delarna av det f.d. brädgårdsområdet utgörs marken av morän, delvis med relativt stora block. I södra delarna består området av utfyllnad av trä-, spån- och barkrester ovan morän. Fyllningen av trämaterial varierar mellan ca 0,5-1 m. Stuguskärs brädgård kan sägas bestå av två delar som delas av en mindre kanal. I dagsläget krävs båt för att ta sig till den yttre ön, vilken består av träfyllning ovan morän. 17(83)

18 4 Verksamhetshistorik 4.1 Historik för verksamheten Sågverket på Norrbyskär anlades av Mo Ångsåg på mitten av 1880-talet. Verksamhet bedrevs mellan åren och sågen var ett av Europas största sågverk på sin tid. Då verksamheten var som störst, omkring 1920, producerades ca m 3 virke per år. Sågverksamheten på öarna omfattade ett mycket stort område, totalt omkring hektar. I Figur 1 nedan visas var de olika verksamheterna på området var belägna. De förorenade verksamheterna har utgjorts av behandling av virke med pentaklorfenol för att motverka blånadssvamp samt galvaniseringsverkstad, pråmvarv och kolning. Det lär också ha förekommit besprutning av virke ute på brädgårdarna, även om dessa uppgifter är mer osäkra. Den historiska beskrivningen är i huvudsak hämtad från Förstudien från 2010, boken Norrbyskär sågverksön i Bottenhavet (Gudrun Norstedt 2012) samt samtal med Staffan Norstedt som är född och uppvuxen på ön under verksamhetstiden. Samtal har även förts med Bernt Norstedt, Norrbyn, som arbetade på sågverket som tonåring intill platsen där blåskyddsmedlen användes. 18(83)

19 Figur 9. Översiktsbild av Norrbyskär. (1) Sågverket, (2) Långgrundets brädgård, (3) Tannskärs hyvleri, (3b) Tannskärs brädgård och hyvlerimagasin, (4) Stuguskär flisupplag, Kalmar n, (5) Stuguskärs brädgård, (6) Båtslip och varv, (7) Galvanisering, (8) Pråmvarvet, (9) Tannskärs kolningsområde, (10) Skjutbanan, (11) Stengrundet timmerupplag. Kartan ur boken Norrbyskär sågverksön i Bottenhavet, Flygfotot från 1929 från Västerbottens museums bildarkiv. 19(83)

20 4.1.1 Sågverk och behandling av virke Huvuddelen av sågverksamheten var placerat på Långgrundets norra del (1), se Figur 10. Tanken med placeringen av sågverket var för att kunna använda vikarna mellan Stuguskär, Stengrundet och Långgrundet som timmermagasin. Stockarna togs sedan direkt in i såghuset, se Figur 10. Vintertid lades stockar upp i högar för förvaring på Stengrundet, denna yta kan skönjas i Figur 13. Stockarna sågades upp efter kundens önskemål och virke som inte höll högsta kvalitet lades åt sidan för exempelvis tillverkning av lådor eller som ved till arbetarbostäderna. Från de fyra ramarna gick virket vidare till rännor. Virket duschades (sprinklades) med klorfenolmedel med dyser både över- och underifrån i de ca 5-6 m långa rännorna i andra södra halvan av sågverksbyggnaden (uppgifter från Bernt Nordstedt). Varje linje fortsatte via rännorna till sorteringen och kapningen. Medlet som blev över rann ner i rännorna vidare till tillblandningskaret varifrån medlet gick till dyserna igen. Virket duschades under den milda tiden av året, d.v.s. våren och sommaren då svampangreppen var störst och därmed behovet av bekämpningsmedel. Allt virke lär ha duschats under de perioderna. Karet med medlet stod på trägolvet på undervåningen, nuvarande markplan. Medlet som användes för behandlingen kom i papperssäckar. Ett av medlen som användes var Dowicide baserat på utdrag ur Norrbyskärs huvudbok 1939 (Fernerud Engineering, 2010). Osäkra uppgifter finns om att slam ska ha köpts in från Finland och lagts inom sågverksområdet i modern tid. Detta slam kan ha andra egenskaper än omkringliggande jord. Detsamma gäller de muddringsmassor från sundet mellan Långgrundet och Stengrundet som ska ha lagts upp på sågverksområdet. Figur 10. Bilden visar det pampiga sågverket i mitten och i vikarna mellan öarna allt flottat timmer. Till höger syns Långgrundets brädgård. Foto ur Västerbottens museums bildarkiv. 20(83)

21 4.1.2 Hyvleri och brädgårdar När stockarna sågats till virke och var klara för leverans sorterades och lades virket på vagnar som transporterades till brädgårdsområdet på Långgrundet (2) i Figur 10. Brädgårdsområdet sträcker sig från sågverksområdet längs Långgrundets västra sida ut till Tannskär. Längst hela brädgårdsområdet löpte två högbanor som transporterade virket till rätt plats och där virket staplades i högar om 8-10 meter. Hela Långgrundets brädgårdsområde användes för lagring och torkning av sågat virke inför utskeppning från någon av de sju utlastningskajerna som låg längst brädgårdsområdet. I Figur 11 ses arbete på Långgrundets brädgård. Invid lastningen skedde kapning med ett kapverk som flyttades mellan raderna. Kapning skedde i slutet av brädhögarna och där fanns splitvedskjulen. Splitved är längre avkapat ändvirke, som användes för bland annat lådtillverkning (uppgift från Staffan Norstedt). Figur 11. Arbetarna staplar och förbereder virket inför utlastning vid ett av kapverken. Foto ur Västerbottens museums bildarkiv. En del av virket som torkats på Långgrundets brädgård fraktades vidare med högbana till Tannskärs hyvleri (3), Figur 9 och Figur 12. Det hyvlade virket lades sedan upp på Tannskärs brädgårdsområde (3b) innan det skeppades ut med båt. På Tannskär fanns även en 400 meter lång lagerbyggnad för hyvlat virke vilket var en av Europas största byggnader i början på talet. Spånet från hyvlingen mellanlagrades på det som idag kallas för spånområdet innan transport med pråmar till MoDo s förbränningsanläggningar i Hörneborg och Husum i Örnsköldsviks kommun. Tannskärs spånområde sträckte sig mellan hyvelbyggnaden ut till strandlinjen. 21(83)

22 Figur 12. Tannskärs hyvelområde med hyveln i mitten av bilden och den 400 meter långa lagerbyggnaden i förgrunden till vänster. Foto från Västerbottens museums bildarkiv. På Kalmar ns södra del, även kallat Stuguskärs spånområde (4) i Figur 9, mellanlagrades spån som kom med linbana från sågverket. Stuguskärs brädgårdsområde stäckte sig från dagens färjeläge och söderut (5). Även denna brädgård användes för lagring och torkning av sågat virke innan utskeppning. Virket kapades oftast på brädgårdsområdet efter kundens önskemål. På Stuguskärs norra ände utfördes underhåll och målning av båtar, båtslip, vilket var verksamt fram till 1960-talet (6). Därefter använde färjebolaget slipen för underhåll av färjorna, dock målades aldrig färjorna inom slipen. Slipen slutade användas av färjebolagen på 1980-talet. Bakom hus 1 på Långgrundet bedrevs även galvanisering av stål (7) och på nordvästra delen av stengrundet låg pråmvarvet (8). På Tannskärs bedrevs kolningsverksamhet fram till och med 1920-talet (9) Galvanisering En galvaniseringsverkstad har funnits på Långgrundet, något sydöst om sågverket, där förzinkning utfördes. Galvaniseringen låg i en mindre verkstadsbyggnad i sluttningen ner mot viken mellan Långgrundet och Stengrundet. Byggnaden revs kring Pråmvarv och timmerupplag Pråmvarvet är beläget på Stengrundets norra udde och anlades på 1890-talet. Där skedde tillverkning och reparation av pråmar som användes för skeppning av virke mellan brädgårdarna och fartygen, se Figur 13. Pråmvarvet användes under hela sågverksepoken men även efter avvecklingen (Stadling 2008). Det finns uppgifter på att det kan ha använts periodvis fram till 1970-talet (Enberg 1994). 22(83)

23 Figur 13. Pråmvarvet syns i främre högra hörnet. Till vänster ligger ytan där timmer lagrades vintertid. I bakgrunden syns sågverket och brädgårdarna på Långgrundet och Stuguskär. Flygbilden från 1928 från Västerbottens museums bildarkiv. På den södra delen av Stengrundet lagrades timmer vintertid. Området är den plana yta utan växtlighet som syns i bildens västra del. Uppgifter finns från andra sågverk om att besprutning av timmer kan ha skett med bekämpningsmedel som exempelvis DDT. Inga direkta uppgifter finns dock från Norrbyskär som stöder eller motsäger detta Skjutbana På södra delen av Blågrundet har en skjutbana för fritidsskytte funnits, se Figur 14. Skyttet skedde mot skjuttavlor som stod mot en mindre jordvall som utgjorde kulfång (muntliga uppgifter från Staffan Norstedt). Ingen byggnad ska ha funnits i anslutning till skjutbanan. Figur 14. Skjutbanans placering på Blågrundet kan antydas, se röd fyrkant. Urklipp från flygfoto från (83)

24 4.2 Karakterisering av undersökta föroreningar De föroreningar som påträffats inom sågverksområdet är ämnen i doppningsmedel såsom klorfenoler och dioxiner, ämnen i kol såsom polycykliska aromatiska kolväten och metaller, tex arsenik, bly och zink. Klorfenoler och klorerade dioxiner har i Naturvårdsverkets MIFOunderlag (Naturvårdsverket rapport 4918) bedömts ha högsta farlighetsgraden av 4 nivåer. De grundämnen och organiska föreningar som har undersökts i denna undersökning beskrivs i Bilaga 4. Klorfenoler och dioxiner har det gemensamt att de löser sig i fett och adsorberar till partiklar. Skillnaden i löslighet mellan klorfenoler och dioxiner i vatten är dock mycket stor. Klorfenoler kan förekomma som joner lösta i vatten, framförallt vid ph vanliga i jord, vilket inte dioxiner kan. Klorfenoler är också lättare att bryta ner biologiskt än dioxiner. Det innebär att mer klorfenoler än dioxiner kan ha tvättats ur marken sedan marken förorenats. Om vattnet innehåller mycket löst organiskt kol (DOC) kan det lösta organiska kolet fungerar som ett lösningsmedel (transportmedel) för klorfenoler och dioxiner. Dioxinhalter anges både som faktiska halter av olika kongener (t.ex. ng 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF/kg TS etc, se analysprotokoll), men även omräknat till toxiska ekvivalenter, TEQ (i rapporten och riktvärden). Omräkningen sker med toxiska ekvivalent faktorer (TEF). Detta och begreppen lower bound och upper bound beskrivs i bilaga 3. Alla halter i rapporten har angetts i TEQ beräknade med TEF för däggdjur, men det finns även TEF för fisk och fågel. Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) är ett samlingsnamn för en mängd ämnen bestående av minst två sammansatta aromatiska ringar (bensenringar). De uppkommer bl.a. vid ofullständig förbränning av organiskt material och ingår i bl.a. tjära, asfalt, gummi, plast, färg och insektsgift. En del PAH:er har låg löslighet i vatten och är svårnedbrytbara och kan spridas långt i miljön innan de bryts ner. En stor del av föroreningarna som sprids i luften hamnar slutligen i vattenmiljön, där de kan ansamlas i sedimenten. PAH tenderar att anrikas i växter och mindre utvecklade djur men metaboliseras av t.ex. fisk. Laboratorieanalys på jord utförs ofta på 16 PAH:er som indelas efter molekylvikt i tre grupper; PAH L, PAH M och PAH H där PAH H har högst farlighet. Både PAH M och PAH H är cancerogena. I små koncentrationer är vissa metaller (spårämnen) nödvändiga för människor, djur och växter, medan för höga eller för låga halter kan skada olika biologiska processer. Genom att ingå i organiska föreningar kan metaller bli fettlösliga och därmed mer biotillgängliga. Metaller vars densitet överstiger 5 g/cm 3 benämns tungmetaller. Många tungmetaller är giftiga eftersom de har förmågan att konkurrera ut och byta ut "nyttiga" spårmetaller som ingår i bl.a. enzymer. Arsenik, bly, kadmium, kvicksilver, koppar och krom är exempel på metaller med hög till mycket hög farlighet. 5 Riktvärden 5.1 Riktvärden för jord Generella riktvärden Riktvärden för förorenad mark används för att jämföra föroreningshalter på ett område med halter som inte ska innebära risk för negativa effekter på hälsa och markmiljö samt risk för spridning. Naturvårdsverket har tagit fram modeller för hur människor kan exponeras för föroreningar på förorenade områden (Figur 15). 24(83)

25 Figur 15. Den del av Naturvårdsverkets modell som gäller exponeringsvägar från jord som kan påverka människors hälsa (Naturvårdsverket rapport 5977). Utifrån denna modell har Naturvårdsverket beräknat generella riktvärden för känslig markanvändning (KM: bostäder, lekplatser och daghem mm), samt mindre känslig markanvändning (MKM: kontor, industrier, vägar mm). Tabell 1. Kriterier för val av markanvändning för mark (NV 5976) Skyddsobjekt KM MKM Människor som vistas på området Markmiljön på området Grundvatten Ytvatten Heltidsvistelse Platsspecifika riktvärden Skydd av markens ekologiska funktion Grundvatten inom och intill området skyddas Skydd av ytvatten, skydd av vattenlevande, organismer Deltidsvistelse Begränsat skydd av markens ekologiska funktion Grundvatten 200 m nedströms området skyddas Skydd av ytvatten, skydd av vattenlevande, organismer Många gånger avviker förutsättningarna på ett förorenat område från dem i de generella modellerna. En jämförelse mot generella riktvärden kan innebära en underskattning, men oftare en överskattning av risk för negativa hälso- och miljöeffekter, då generella riktvärden är försiktigt satta. Istället för att använda generella riktvärden kan platsspecifika riktvärden (PSR) upprättas. PSR tar hänsyn till de exponerings- och spridningsvägar som finns på det aktuella området. Uppmätta föroreningshalter på området jämförs mot PSR för jord som en del i en fördjupad riskbedömning. För att beräkna PSR bestäms först vilka exponeringsvägar som är tillämpliga för platsen och vilka indata som ska användas. Separata riktvärden för de olika exponeringsvägarna beräknas. Därefter beräknas ett integrerat riktvärde för hälsa, ett för markmiljö och ett för spridning. Vid beräkningen kommer de olika exponeringsvägarna att inverka olika mycket på det slutliga 25(83)

26 värdet. Någon eller några vägar kommer att bli styrande. Det riktvärde utifrån hälsa, markmiljö eller spridning som är lägst kommer till sist att användas som riktvärde för det aktuella ämnet. I Tabell 2 beskrivs antagen exponering för barn och vuxna som vistas på skären i jämförelse med antaganden i den generella modellen. Mer detaljerad redogörelse för beräkningen redovisas i bilaga 5. För Norrbyskär har riktvärden tagits fram både för ytlig jord (översta 0-0,5 m) samt för djupare liggande jord. Indelningen på 0-0,5 m har baserat sig på att detta bedöms vara ett djup under vilket det är ovanligt att barn eller djur kan gräva sig ner och därmed exponeras för förorening. Riktvärden för den djupare liggande jorden, d.v.s. under 0,5 m, baseras på att kontakt med jorden 15 dagar per år, vilket innebär en ganska stor säkerhetsmaterial. Men däri ligger även att jord kan blandas om med jord över 0,5 m. Eftersom rötter kan nå mark under 0,5 m har ett litet intag av bär från dessa djup räknats in. Tabell 2. Exponering som har använts i beräkningarna av platsspecifika riktvärden och generella riktvärden. Exponering Norrbyskär ytlig jord Norrbyskär djup jord Generellt (KM) Generellt (MKM) Vistelse barn/vuxna på området (dagar/år) /200 Biotillgänglighet av dioxiner från jord (%) Intag av bär, grönsaker, svamp från skären (%) 5 0, Barns intag av bär, grönsaker, svamp från skären (kg) 4,5 0, Vuxnas intag av bär, grönsaker, svamp från skären (kg) 7 0, Dricksvatten Inte från platsen Inte från platsen Från platsen Inte från platsen Människor antas flytta ut till skären i maj och tillbaka till fastlandet i september. Affärer saknas på skären och människor besöker fastlandet även under sommarperioden. Övrig tid under höst och vår vistas människor också på skären, och totalt antas människor vara på skären 120 dygn/år (ytlig jord). Även om antalet dagar för exponering överstigs enstaka år påverkar det inte det den långsiktiga exponeringen i någon egentlig mening, eftersom exponeringen baseras på hur mycket vi får i oss under en livstid och vissa år antas man vistas färre dagar på skären. Dricksvattnet kommer från fastlandet. Biotillgängligheten av dioxiner vid intag av jord, men inte av växter, har justerats till 50 % istället för modellens 100 %. Justeringen baseras på vetenskapliga försök (Finley et al. 2009, Ruby et al. 2002) även beskrivet i NV rapport 5929 om Hälsoriskbedömning av exponering relaterad till dioxinförorenad mark. I jord där förorening funnits länge (ageing) antas biotillgängligheten vara lägre, vilket är fallet för jord vid Norrbyskär. I undersökningarna beskrivs att biotillgänglighet över 50 % sällan påträffats i exponeringsförsök. Däremot finns motsägelsefulla data om vilka dioxiner som tas upp mest. Ungefär 10 % av de grönsaker, frukt, svamp och bär vi äter antas av Naturvårdsverket komma från egen odling, vilket har använts i beräkning av generella riktvärden. När platsspecifika riktvärden beräknas sänks ofta denna andel eftersom den många gånger anses vara relativt stor och framförallt gälla när grönsaker odlas på den egna tomten. För Norrbyskär har antagits att barn äter ca 4,5 kg bär och frukt från områden som förorenats, d.v.s. förutom odlingarna i ytlig jord vid stugorna. Det kan anses som en hög andel för friluftsområde eftersom själva 26(83)

27 stugområdena, där mesta odlingen sker, inte bedöms vara förorenade. Eftersom människor vistas långa tider på skären antas bärplockning från öarna för stora delar av årets konsumtion som rimliga. Baserat på ovan beräknades platsspecifika riktvärden för ytlig respektive djupare liggande jord. Riktvärden från olika delområden har lagts samman till gemensamma riktvärden eftersom skillnaderna är relativt små. Tabell 3. Ämne Platsspecifika riktvärden för Norrbyskär, alla delområden gemensamt. Två typer av riktvärden har beräknats, för ytlig respektive djupare liggande jord (från 0,5 m). Platsspecifika riktvärden ytlig jord Styrande för riktvärde Platsspecifika riktvärden djup jord Styrande för riktvärde Generella riktvärden KM Generella riktvärden MKM Enhet Dioxin 70 Hälsa 650 Ytvatten ng TEQ/kg TS Pentaklorfenol 5 Markmiljö 5 Markmiljö 0,5 3 mg/kg TS PAH L 15 Markmiljö 15 Markmiljö 3 15 mg/kg TS PAH M 40 Markmiljö 40 Markmiljö 3 20 mg/kg TS PAH H 7 Hälsa 10 Markmiljö 1 10 mg/kg TS Arsenik 10 Kadmium 0,8 Nationell bakgrundsnivå 18 Ytvatten mg/kg TS Ytvatten och hälsa 0,8 Ytvatten 0,5 15 mg/kg TS Koppar 120 Markmiljö 120 Ytvatten mg/kg TS Kvicksilver 0,3 Bly 180 Ytvatten och hälsa 0,3 Ytvatten 0,25 2,5 mg/kg TS Hälsa och ytvatten 180 Ytvatten mg/kg TS Zink 500 Markmiljö 500 Markmiljö mg/kg TS Riktvärden för ytlig jord styrs av skydd av hälsa, markmiljö, nationella bakgrundshalter (arsenik) och ytvatten. Indirekt påverkas framtagna riktvärden även av skydd av kulturmiljön. Anledningen är att ett lägre skydd av markmiljön har valts, MKM istället för KM-nivå. Därmed kan mindre volymer massor komma att behöva tas bort eftersom markmiljön styr flera av framtagna riktvärden. Detta kan minska intrånget med avseende på kulturmiljön. Lägre föroreningshalter innebär inte alltid ett högre skydd för marklevande organismer. Om nuvarande massor byts ut mot torrare massor (högre TS-halt) blir det svårare för t.ex. maskar att leva. Massorna innehåller på alla delområden som undersökts stora andelar organiskt material, och detta är svårt att ersätta i nya, renare massor. När riktvärden tas fram räknar man med att människor får i sig en del typer av föroreningar även från andra källor än jord. Dioxiner får vi framförallt i oss från mat. Det betyder att bara en del dioxiner får komma från förorenad jord, 10 %. Detta eftersom vi utsätts för ungefär så mycket dioxiner som man idag anser att vi människor klarar utan att påverkas negativt. Andra föroreningar får 20 %, 50 % och 100 % komma från jorden och övrigt från annan exponering. 27(83)

28 Skydd av ytvatten styr riktvärden för dioxiner i en del områden. Då spridningen av dioxiner vid Norrbyskär visats vara betydligt lägre än beräknat med riktvärdesmodellen har spridningsrisk räknats ner med en faktor 10. Mer data och motiveringar redovisas i kapitlet om föroreningsspridning, kapitel Rikt- och jämförvärden för grundvatten För metaller görs jämförelse mot Naturvårdsverkets indelning av tillstånd för förorenat grundvatten baserat på måttlig avvikelse mot jämförvärde (Naturvårdsverket 1999). Dessutom görs jämförelse mot Livsmedelsverkets gränsvärden för dricksvatten (SLV 2001). När det gäller dioxin har jämförelse utförts mot Naturvårdsverkets förslag på gränsvärde för dricksvatten samt mot holländska interventionvärden (Naturvårdsverket 2008b, RIVM 2001). För klorfenoler har Livsmedelsverkets gränsvärde för bekämpningsmedel i dricksvatten använts (SLV 2001). 5.3 Rikt- och jämförvärden för ytvatten För bedömning av ytvatten har Naturvårdsverkets ytvattenkriterier, C crit-sw, rapport 5976, Naturvårdsverket 2009, använts. Förutom ytvattenkriterierna har data jämförts mot referensstationer och resultat från andra undersökningar. 5.4 Rikt- och jämförvärden för sediment De svenska bedömningsgrunderna för sediment baseras på rådande tillstånd i Sverige, eller på en förmodat opåverkad miljö (Naturvårdsverket, rapport 5886). För sjösediment finns tillståndsklassning för metaller i sediment och en bedömning om påverkan från punktkälla, men det finns inga bedömningsgrunder för organiska ämnen (Naturvårdsverket rapport 4918 och 4913). För havssediment finns en statistisk tillståndsklassning av organiska miljögifter i sediment samt en bedömning av påverkan från punktkälla för metaller. I de flesta andra länder som har tagit fram riktvärden för sediment är riktvärden relaterade till risk för toxikologiska effekter, antingen framtagna ur empiriska samband eller framräknade genom toxicitetstester. När etablerade riktvärden används bör man eftersträva att typen av ekosystem är jämförbara och riktvärden för andra förhållanden skall användas med försiktighet (Naturvårdsverket, rapport 5886). Holländska interventionsvärden försediment (RIVM 2001) har använts som en del i riskbedömningen av föroreningshalter i sediment. Naturvårdsverket tog 2008 fram förslag till gränsvärden för särskilda förorenande ämnen (miljökvalitetsnormer, MKN, Naturvårdsverket 2008b). Dessa gränsvärden för dioxiner baseras på effekter och är ursprungligen kanadensiska och även detta underlag har använts i riskbedömningen. Utöver rikt- och gränsvärden har rapporter om bakgrundshalter använts som underlag i bedömning av föroreningssituationen. 5.5 Rikt- och jämförvärden för biota Europaparlamentets miljökvalitetsnorm för dioxiner i biota beslutades augusti 2013 (EUdirektiv 2013/39/EU). Halten är densamma som EU:s gränsvärde för dioxiner i fisk (EU 2011), som dock inte gäller i Sverige och Finland. Gränsvärdet är satt för att skydda hälsan hos människor som äter fisk. 28(83)

29 6 Föroreningssituation 6.1 Föroreningar i mark Beskrivning av föroreningssituationen görs för varje delområde för sig i respektive kapitel nedan. Redovisning av analysresultaten i tabellform och på kartunderlag återfinns i bilaga 1, Resultatrapport Huvudstudie Norrbyskär. Halterna på områdena har jämförts mot Naturvårdsverkets generella riktvärde för KM samt mot platsspecifika riktvärden. Ungefärliga bakgrundshalter av dioxiner i jord, kring 1 ng TEQ/kg TS (Matscheko m.fl. 2002) tangerar rapporteringsgränsen för jord hos anlitat laboratorium och har inte använts för bedömning av föroreningssituationen. Medel- och medianhalter har beräknats med normalfördelning och när tillräckligt med data har funnits, med lognormalfördelning. Den senare innebär att data är skevt fördelat snarare än jämt, vilket bedöms utifrån de grafer och korrelationsfaktorer som genereras vid beräkningar Delområde 1 f.d. sågverksområdet Redan tidigare utförda undersökningar visade på mycket höga föroreningshalter inom det f.d. sågverksområdet, vilket har bekräftats ytterligare i denna undersökning. Höga dioxinhalter i jord har uppmätts främst i markytan, med halter i flera punkter kring ng TEQ/kg. I Tabell 4 nedan redovisas de medel-, median- och maxhalter som har uppmätts inom området, i beräkningarna har alla dioxinresultaten från både denna undersökning och förstudier (SGI 2008 och Fernerud 2010) tagits med. I tabellen visas endast de metaller som har påträffats i halter överstigande Naturvårdsverkets generella riktvärde för KM. Metaller har endast analyserats i ett fåtal prover inom sågverksområdet och förekommer i regel i låga halter, med undantag för kadmium, bly och zink som uppmätts i en punkt vardera. PAH har endast analyserats i två prover på sågverksområdet. Halterna PAH låg under framtagna platsspecifika riktvärden. Tabell 4. Ämne Sammanställning av föroreningshalter i jord vid f.d. sågverket. I tabellen anges maxhalt, medel- och medianhalt beräknat från normalfördelning samt medelhalt och UCLM95 beräknat från lognormalfördelning. Halter i fet stil överstiger de platsspecifika riktvärdena. Platsspecifika riktvärden Generella riktvärden Maxhalt Normal-fördelat Lognormalfördelat 0-0,5/>0,5 KM/MKM Medel Median Medel UCLM95 Antal analyser Dioxin WHO-TEQ lower bound {ng/kgts] 70/650 20/ a 31656b 51 Pentaklorfenol [mkg/kgts] Summa klorfenoler [mkg/kgts] Kadmium [mkg/kgts] Bly [mkg/kgts] Zink [mkg/kgts] a Fördelningsfri b Under lognormalantagande 5/5-0,33 0,04 0, ,5/3 0,93 0,16 0, ,8/0,8 0,5/1,5 1,44 0,31 0, /180 50/ , / / (83)

30 Den högst uppmätta dioxinhalten, ng TEQ/kgTS, har uppmätts på 0,7-1,2 m djup under markytan i rivningsfyllning med tegelrester. Höga halter, klart överstigande det platsspecifika riktvärdet har påträffats i både ytlig fyllning och ända ner till ca 3 m under markytan. Förhöjda halter, över KM, har även påträffats i naturligt avsatt jord under fyllning, på mer än 3 m djup under markytan. De högsta halterna, d.v.s. halter mer än ca 15 ggr platsspecifikt riktvärde för ytlig jord, påträffas i regel i moränfyllning eller grusig sandig fyllning, med visst inslag av rivningsrester. Halter klart över det platsspecifika riktvärdet påträffas även i fyllning med barkoch spåninslag. Det är dock svårt att dra slutsatser gällande halternas koppling till typ av fyllning då sammansättningen på fyllningen varierar relativt mycket inom området. I Figur 16 nedan visas en bedömning av området med dioxinhalter i jord överstigande platsspecifika riktvärden (PSR). Röd linje visar område med halter över PSR för 0-0,5 m och blå linje visar område med halter över PSR för djup större än 0,5 m. Ytorna motsvarar ca respektive m 2. Områden med höga föroreningshalter utgörs i regel av fyllningsmassor och lägre halter påträffas där naturlig morän finns i markytan. Det röda området söder om det stora förorenade området (kring 1T15) är utfyllt, men det är inte en sammanhängande utfyllnad med området ovanför. Utbredningen på detta område är osäker. Figur 16. Bedömning av utbredning av området med dioxinhalter i jord överstigande platsspecifika riktvärden. Röd linje visar område överstigande PSR 0-0,5 m och blå linje visar område med halter överstigande riktvärde för jord djupare än 0,5 m. Gröna figurer visar halter under PSR 0-0,5 m, gula visar halter mellan PSR 5x PSR och röda figurer visar halter över 5x PSR. Ring avser ytliga analyser och triangel avser djupare analyser. 30(83)

31 Analyser av grundvattnet inom f.d. sågverksområdet visar på att även grundvattnet inom området är påverkat av sågverksverksamheten. Den klorerade furan som framförallt förknippas med impregneringen, 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDF, är den som återfinns i klart högst halter i alla grundvattenprover där dioxiner påvisats. Klart högst halter förekommer i punkt 1GV9 belägen inom det område där impregneringen tros ha varit, i anslutning till sågverket och sorteringen. Beräkning av mängder förorenade massor och mängd dioxin inom sågverket har utförts med platsspecifika riktvärden som utgångspunkt. Beräkningarna har utförts på två olika sätt, dels en överslagsmässig beräkning med medelhalt från området som helhet och då med halter över platsspecifikt riktvärde och dels då området har delats in i mindre delområden med liknande halter. Mängdberäkningen redovisas i Tabell 5 nedan. Beräkningarna har gjorts både utifrån normalfördelad och utifrån lognormalfördelad data. Viss försiktighet behöver tas vid tolkning av lognormalfördelade värden eftersom antalet analyser är litet för att kunna göra en rättvisande beräkning och med få analyser är det sannolikt att medelhalten överskattas. Baserat på grafer mm bedöms lognormal fördelning ändå vara den som bäst beskriver föroreningssituationen på området. Medelvärden och inte UCLM-värden har använts vid mängdberäkningar. Tabell 5. Överslagsberäkning Beräkning via delområde Beräkning av mängd förorenad jord med halter över platsspecifikt riktvärde för dioxin samt mängd dioxin (TEQ) inom sågverksområdet. Yta [m 2 ] Volym [m 3 ] Mängd jord [ton] Delområde 2 Långgrundets brädgård Mängd dioxin, normalfördelning [g] Mängd dioxin, lognormalfördelning [g] Vid Långgrundets brädgård har förhöjda dioxinhalter påträffats längs i stort sett hela området, som avser en ca m 2 stor yta som är ca 850 m lång och 90 m bred. Marken inom området består i huvudsak av trä- och flisrester och man ser tydligt var den tidigare högbanan har gått igenom området, se Figur 17 nedan. Figur 17. Långgrundets brädgård. Vänster bild visar den bark- och brädtäckta marken. Höger bild visar provpunkt 2T8 som i huvudsak består av bark- och trärester. 31(83)

32 Utifrån historiken har misstanke funnits om att de högsta föroreningshalterna bör förekomma i anslutning till de områden där kapning av bräderna skedde, d.v.s. i anslutning till kaphusen nere vid vattnet, de mörkare fyrkanter (6 st.) som kan ses i Figur 18 nedan. Kapverken stod på räls i slutet av varje rad längs transportbandet och flyttades mellan raderna. I slutet av raderna fanns splitvedskjul där resterna från avkapade bitarna förvarades (muntlig uppgift Staffan Norstedt). De utförda undersökningarna har delvis riktats till dessa områden och höga halter har också uppmätts vid dessa platser. Däremot så har höga dioxinhalter, över PSR och MKM, uppmätts även på övriga platser, både längs högbanan, i gångarna och under brädhögarna. Det är svårt att se något mönster med höga eller låga halter kopplade till gångar eller brädhögar. I brev från Centralbolaget för Kemiska Industrier AB till ägaren av sågverket föreslogs 1950 att gångar mellan brädhögarna besprutas för bekämpning av blånadsangrepp (Fernerud Engineering, 2010). Det går heller inte att se någon tydlig tendens till att halterna minskar med avståndet från vattenbrynet, utan höga halter har uppmätts längs hela brädgårdens bredd även om högst halter i regel påträffas närmare vattnet. I Tabell 6 visas en sammanställning av bl.a. alla de dioxinanalyser som utförts på prover från Långgrundets brädgård från både denna undersökning och en förstudie (Fernerud 2010). Högst dioxinhalter har påträffats i markytan och i de punkter där provtagning är gjord i profil kan man se att halterna minskar med djupet. Förhöjda halter har påträffats ner till 1-1,5 m djup under markytan, men i regel är det översta 0,5 m som har förhöjda halter. I naturligt avsatt morän som underlagrar trä- och flisfyllningen har dock inga halter över riktvärdet för KM påträffats. Sex analyser av PAH har utförts inom Långgrundets brädgård. PAH H översteg de platsspecifika riktvärdena ca 7 gånger i området där högst dioxinhalter har påträffats (2 prover). I de andra två proverna översteg PAH M och PAH H de platsspecifika riktvärdena måttligt. Tabell 6. Ämne Sammanställning av föroreningshalter i jord vid Långgrundets brädgård. I tabellen anges maxhalt, medel- och medianhalt beräknat från normalfördelning samt medelhalt och UCLM95 beräknat från lognormalfördelning. Halter i fet stil överstiger platsspecifika riktvärden. Platsspecifika riktvärden Generella riktvärden Maxhalt Normal-fördelat Lognormalfördelat 0-0,5/>0,5 KM/MKM Medel Median Medel UCLM95 Antal analyser Dioxin WHO-TEQ lower bound [ng/kgts] 70/650 20/ a 1332b 39 Pentaklorfenol [mg/kgts] Summa klorfenoler [mg/kgts] a Fördelningsfri. b Lognormal-fördelad. 5/5-0,15 0,02 0, ,5/3 0,32 0,14 0, (83)

33 Figur 18. Uppmätta föroreningshalter av dioxin vid Långrundets brädgård, redovisad på flygbild från Grön liten figur innebär halt under PSR, gul lite större innebär halter mellan PSR-5 x PSR och röd stor figur innebär halter > 5 PSR. Runda ringar avser ytliga prov och trekanter avser prover på större djup än 0,3 m under markytan. Utifrån resultaten som presenteras i Figur 18 kan två större delområden identifieras där dioxinhalterna är högre än i övriga punkter. Det är svårt att göra någon säker avgränsning av dessa områden eftersom antalet analyser är relativt litet inom detta väldigt vidsträckta område. De allra flesta prover består dock av 4 delprover och representerar därför en större yta än bara en provpunkt. Utförd provtagning bedöms därför ge en bra grund för bedömning av risker med att vistas inom området men inför en eventuell åtgärd är den inte tillräckligt för att avgränsa samtliga ytor med halter över platsspecifika riktvärden. Beräkning av mängder förorenade massor och mängd dioxin inom Långgrundets brädgård har utförts med platsspecifika riktvärden som utgångspunkt. Beräkningarna har utförts på två olika sätt, dels en överslagsmässig beräkning med medelhalt från området som helhet och då med halter över platsspecifika riktvärden, där den förorenade ytan har beräknats procentuellt från andelen förorenade jordprover. Dels har beräkningen utförts genom att området har delats in i mindre delområden med liknande halter. Mängdberäkningen redovisas i Tabell 7 nedan. Beräkningarna har gjorts både utifrån normalfördelad och utifrån lognormalfördelad data för överslagsberäkningen. Vid beräkningen för respektive delområde har antalet provpunkter inom respektive delområde varit för litet för att lognormal-beräkning ska kunna utföras. Medelvärden och inte UCLM-värden har använts vid mängdberäkningar. Tabell 7. Beräkning av mängd förorenad jord med halter över platsspecifika riktvärden för dioxin, samt mängd dioxin (TEQ) inom Långgrundets brädgård. Yta [m 2 ] Volym [m 3 ] Mängd jord [ton] Mängd dioxin, normalfördelning [g] Mängd dioxin, lognormalfördelning Överslagsberäkning Beräkning via delområde [g] Delområde 3 och 9 Tannskär Inom Tannskär har flera olika verksamheter bedrivits. Området har både utnyttjats som brädgård, samt att hyvleri har funnits på ön vilket medfört att en spånhög finns kvar, vilket syns tydligt på flygbilden från 1954 som ses i bilaga 2. Dessutom brukades stora delar av Tannskär 33(83)

34 som kolningsområde innan brädgård anlades på platsen, i synnerhet de södra och östra delarna. Tydliga rester av verksamheterna kan ses med blotta ögat, se Figur 19. Beskrivningen av föroreningsutbredningen delas nedan upp i det som kopplas till hyvel- och brädgårdsverksamheten och det som rör kolningen. Figur 19. Flisrester vid område Tannskärs spån- och hyvelområde (3:3) samt kolrester inom det gamla kolningsområdet (9). Brädgård och hyvleri-området När de gäller brädgården är det främst föroreningssituationen med avseende på dioxin som är intressant och analyser har främst utförts med avseende på dioxin. Resultaten visar på en tydlig påverkan från verksamheten inom hela området, men halterna är betydligt lägre än vid Långgrundets brädgård och ligger i regel under eller kring det platsspecifika riktvärdet, se Figur 20. I Tabell 8 redovisas en sammanställning av de analyser som utförts med avseende på dioxin i denna och i tidigare utförda undersökningar (Fernerud 2010 samt WSP 2010). Tabell 8. Ämne Dioxin WHO-TEQ lower bound [ng/kgts] Sammanställning av föroreningshalter i jord vid Tannskär brädgård. I tabellen anges maxhalt, medel- och medianhalt beräknat från normalfördelning samt medelhalt och UCLM95 beräknat från lognormalfördelning. Halter i fet stil överstiger det platsspecifika riktvärdet. Platsspecifika riktvärden Generella riktvärden Maxhalt Normalfördelat Lognormalfördelat KM/MKM Medel Median Medel UCLM95 70/650 20/ ,3 11,5 36,2 84a 94b Antal analyser 34 a Fördelningsfri. b Lognormal-fördelad. 34(83)

35 Figur 20. Dioxinhalter inom Tannskär. Grön liten figur innebär halt under PSR, gul lite större innebär halter mellan PSR-5 xpsr. Runda ringar avser ytliga prover. Fyrkanter avser sedimentprover där gul fyrkant innebär halter under detektionsgräns och röd innebär halter över detektionsgräns. De högst uppmätta halterna är inom spånområdet, där spånresterna ligger i dagen och syns tydligt då man rör sig inom området. Uppskattning av utbredning och mängd spån redovisas i Tabell 9 nedan. Tabell 9. Spån med halt över PSR Beräkning av mängd spån total, mängd spån med halter över platsspecifika riktvärden (PSR) samt mängd dioxin inom Tannskärs spånområde. Yta [m 2 ] Volym [m 3 ] Mängd jord [ton] Mängd dioxin [g] ,56 Spån totalt ,59 35(83)

36 Vid rivningsresterna där hyvleriet har stått har analyser utförts både med avseende på metaller, PAH och dioxin. Halter över bakgrundsnivåer har påvisats. I en punkt överskrids det platsspecifika riktvärdet för PAH H. Resultaten visar dock i övrigt på föroreningshalter under platsspecifika riktvärden. Fem metallanalyser och sju PAH-analyser har utförts inom området. Kolningsområde Inom området är det lätt att se att kolning har skett eftersom marken inom delar av Tannskär täcks av kolrester. PAH påträffas i samtliga provtagningspunkter där analyser har utförts, och halterna varierar från under KM till halter högre än KM men betydligt under framtagna platsspecifika riktvärden och under MKM. Överlag hittas mindre andel av små PAH:er, PAH L. Eftersom kolningen upphörde redan kring 1910 och kolresterna är gamla har de mindre PAH:erna som lakar ur och bryts ner lättare än de medelstora och stora PAH:erna, med medelhöga och höga molekylvikter, försvunnit i högre grad. I dagsläget finns en odlingsplats där odling sker av sommarboende på ön, och provtagning inom odlingslotten (punkt 9T7) visar på halter av PAH M på 5,9 mg/kg TS och PAH H på 1,3 mg/kg TS. Andelen TOC, totalt organiskt kol, var som förväntat hög. I Figur 21 visas uppmätta PAH-halter inom Tannskär samt en uppskattning av det område där kolrester okulärt kan ses. Det streckade området nedan uppskattas till ca m 2. Figur 21. PAH-halter inom Tannskär. Röd linje visar ungefärligt område där kolrester syns okulärt på marken. Gula figurer visar halter under PSR och röda visar halter över PSR. Runda ringar avser PAH H, diamanter avser PAH M och kvadrater avser PAH L. 36(83)

37 6.1.4 Delområde 4 Stuguskärs spånområde, Kalmar n Från sågverket på Långgrundet gick en högbana som transporterade spån över till Stuguskärs spånområde och flisupplag, vilket i praktiken inneburit att området mellan Stuguskär och Kalmar n har fyllts igen. Spånområdet omfattar en yta av ca m 2 där marken i huvudsak består av spånfyllning ner till ca 0,5-1 m under markytan. När man rör sig inom området känner man hur marken sviktar vilket tyder på att den utgörs av ett kompakt spånskikt. Totalt har 6 dioxinanalyser utförts av spånfyllningen inom området inom ramen för de båda utredningarna vilket visar på halter, om högst upp till 3 gånger det platsspecifika riktvärdet. Medelhalten inom området ligger i nivå med det platsspecifika riktvärdet. Både i huvudstudien och i förstudien har provtagning utförts som samlingsprover med flera delprover över ett större område vilket innebär att utförda analyser bedöms ge en representativ bild över föroreningssituationen inom spånområdet Delområde 5 Stuguskärs brädgård Stuguskärs brädgård omfattar en yta av ca m 2 som delas i två delar av ett smalt sund. Inom brädgården har totalt 11 dioxinanalyser utförts inom ramen för båda utredningar och halterna varierar från låga till 420 mg/kg TS. Medelvärdet inom området uppgår till 60 ng TEQ/kg TS, både vid normal- och lognormalfördelning. Det är endast i en punkt som halterna överstiger MKM. Även inom brädgårdområdet har provtagningen utförts som samlingsprover med flera delprover över en större yta och utförd undersökning bedöms ge en representativ bild över föroreningssituationen inom hela brädgårdsområdet. I en punkt har naturligt avsatt morän under fyllningen analyserats, vilket påvisar halter av både dioxin och klorfenol, om än i halter understigande riktvärdet för KM Delområde 7 Galvaniseringen Vid den gamla galvaniseringsverkstaden ses tydliga spår med slagg på marken, se Figur 22. Provtagning har skett dels av själva slaggen (punkt 7T4) men i huvudsak i terrängen utanför det område som synbart är påverkat av galvaniseringen. Provtagning har skett i två omgångar, men ingen avgränsning har ännu kunnat utföras då höga halter av främst zink påträffats även i skogsmark som synbart är opåverkad. Område med förhöjda metaller uppskattas omfatta en yta om ca m 2 och föreningarna förekommer ytligt, i regel i de översta 0,3 m. Själva slaggen innehåller mycket höga halter av främst zink och kadmium, men även bly, koppar, kvicksilver och arsenik, se Tabell 10 nedan. I området påträffas förhöjda halter av främst arsenik, kadmium, koppar, bly och zink som förekommer i halter över framtagna platsspecifika riktvärden. Men även barium och kvicksilver påträffas i förhöjda halter. 37(83)

38 Tabell 10. Metallhalter i jord i mg/kg TS vid f.d. galvaniseringen. Fetmarkerade halter överstiger riktvärdet för KM, halter i fet och kursiv stil överstiger riktvärdet för MKM och halter med röd text överstiger platsspecifika riktvärden (PSR) As Ba Cd Co Cr Cu Hg Ni Pb V Zn MKM , KM , , PSR 10 1, , T1 4, ,67 3,61 16,9 72,3 0,456 9, , T2 12, ,95 6,56 25, ,436 12, , T4 28, ,75 18, , , T ,05 5,15 20,8 96,9 1,23 20, , T20 9, ,75 3, ,2 <0.2 25, , T21 6,31 61,6 0,853 5,64 16,5 42,4 <0.2 7, , T22 72, ,34 2,41 52, ,445 21, , ,93 27,2 1,31 1, ,8 <0.2 3,61 11,7 12,9 398 >MKM >KM >PSR Figur 22. Foto från den f.d. galvaniseringen. Till höger visas en bit slagg Delområde 8 Pråmvarv Rester från det gamla pråmvarvet syns fortfarande tydligt inom området, se Figur 23 nedan. Vid pråmvarvet har mycket höga halter av PAH:er påträffats, de högsta halterna delvis i anslutning till området som visas på bilden, men tydligt förhöjda halter förekommer inom ett relativt stort område, även där ingen påverkan kan ses okulärt. Den högsta extremhalten uppmättes i samband med provtagning i ett examensarbete (Stadling 2008) och uppgick till 3303 mg PAH M/kg TS samt 1148 mg PAH H/kg TS. För övrigt så har halter uppmätts till ca 5-20 ggr PSR för PAH H, motsvarande mg/kgts, inom det mest förorenade området. I Figur 24 visas, med röd streckad linje, det område där de högsta halterna förekommer vilket uppgår till ca m 2. 38(83)

39 Figur 23. Foton från det gamla pråmvarvet. Vänster bild tagen av Staffan Norstedt. Bilderna visar glidbanor av trä som pråmarna förflyttades på. Figur 24. Karta som visar utbredningen av PAH vid pråmvarvet. Röd linje visar det område där halter överstiger riktvärdet för PSR. Gröna figurer visar halter under PSR, gula visar halter mellan PRS-5xPSR och röda visar halter över 5xPSR. Runda ringar avser PAH H, diamanter avser PAH M och kvadrater avser PAH L. I sedimentprover visar gul figur halter under detektionsgräns och röd figur halter över detektionsgräns. 39(83)

40 6.1.8 Delområde 10 Skjutbanan Det finns inga tydliga rester av skjutvallen på Blågrundet. Vid fältundersökningen gjordes en okulärbesiktning inom hela den södra delen av Blågrundet för att försöka lokalisera den gamla skjutbanan. Endast låga, ca 0,5-1 m, höga vallar påträffades och provtagningen utfördes i dessa. Jordproverna som togs analyserades med XRF eftersom det bedöms vara en mer rättvisande metod än laboratorieanalys med avseende på förekomst av blykulor. Ett labbprov får inte med själva kulorna och kommer alltså inte med i analysen om man inte gör någon specialprovberedning. Därför bedöms XRF vara ett bättre alternativ eftersom man kan ta flera analyser på varje provpåse och man mäter direkt mot provet, d.v.s. man får med kulor om det råkar finnas någon i anslutning till mätområdet. Analys har utförts i två punkter på varje påse, se Tabell 11. Bly utlakad till jorden kan dock analyseras med laboratorieanalys. Halter över generella riktvärden för KM påträffades som förväntat av bly. Området som är påverkat bedöms dock som litet. Vid skjutvallar brukar bly förekomma i större partiklar/bitar än i jord förorenad vid annan blyhantering. Tabell 11. Halter av bly, zink och koppar från XRF-mätningar i jord från skjutvallen. Halter över platsspecifika riktvärden i fet stil. Halter i mg/kg vått prov. Observera att dessa halter är indikativa och har inte verifierats på laboratorium. Prov/riktvärde Pb Zn Cu KM MKM PSR T T T T T T Område 11 Timmerupplag Det finns inga tydliga rester efter timmerlagring på Stengrundet. Vid fältundersökningen togs ytliga samlingsprover för att få en bild över om DDT eller andra bekämpningsmedel har använts inom området. Jordproverna som togs analyserades för DDT inklusive nedbrytningsprodukter samt bland annat lindan med flera bekämpningsmedel. Inga bekämpningsmedel påvisades Sammanställning av mängdberäkning Beräkning av volym och mängd förorenad jord samt mängd dioxin inom respektive delområde har utförts och redovisas i Tabell 12 nedan. Beräkningarna har i regel utförts utifrån en antagen utbredning i plan samt en uppskattning av djupet av de förorenade massorna. I vissa fall har två antaganden om utbredningen gjorts för att få en uppskattning av osäkerheterna. Densiteten på jorden har i regel antagits till 1,7 ton/m 3 med undantag för de områden där massorna utgörs av trärester eller spån. För spån har densiteten antagits till 1,5 ton/m 3 (Stuguskärs och Tannskärs spånområden) och för trärester har desiteten antagits till 1,6 ton/m 3 (Långgrundets och Stuguskärs brädgårdar). Vid beräkningen av mängden dioxin har i regel medelvärden använts, 40(83)

41 lognormal- och/eller normalfördelade. Den lognormalfördelade bedöms utifrån grafer mm vara den som bäst beskriver den aktuella fördelningen vid sågverksområdet och Långgrundets brädgård och används därför fortsättningsvis i rapporten. På grund av relativt få mätvärden är det risk att den ger en överskattning av mängderna och standardavvikelsen blir stor, men lognormal fördelning bedöms ändå ge en mer korrekt beskrivning av data jämfört med normalfördelning. För sågverksområdet och Långgrundets brädgård har även mer detaljerade beräkningar utförts, där områdena har delats in i mindre delområden utefter halt, se under respektive kapitel ovan. Tabell 12. Sågverksområdet Långgrundets brädgård Tannskärs spånområde Stuguskärs brädgård Stuguskärs spånområde SUMMA Sammansställning av beräkning av volymer, mängd förorenad jord, mängd dioxin (TEQ) inom respektive delområde samt andel dioxin för området jämfört med total mängd. Halter över platsspecifika riktvärden. Yta [m 2 ] Volym [m 3 ] Mängd [ton) Mängd dioxin Överslagsberäkning Beräkning delområden [g] Överslagsberäkning ,5 24 Beräkning delområden ,1 Andel dioxin [%] ,56 0,8-1 Minimiuppskattning ,17 0,3 Maxuppskattning ,42 0,6 Minimiuppskattning ,25 0,5 Maxuppskattning ,42 0,6 Minimi uppskattning Maxuppskattning Föroreningar i grundvatten Analyser av grundvatten har endast utförts inom sågverksområet samt inom Långgrundets brädgård eftersom det är där högst föroreningshalter, och störst mängd förorening, har påträffats. Resultaten från grundvattenanalyserna redovisas sammanställda i bilaga 8 i Resultatrapporten. Dessutom har analyser av grundvatten utförts från privat brunn vid hus 4 på Långgrundet. Där har analyser utförts både med avseende på klorfenoler och på dioxin. Inga halter över detektionsgränsen har påvisats i brunnen. Värdet vid upper bound innebär inte att dioxiner har påvisats i vattnet utan är ett mått på hur bra den kemiska analysen är, se bilaga 4. Analys av klorfenoler utfördes även i hus 42 på Stuguskär, inga halter överstigande detektionsgränsen påträffades. Även DOC och suspenderat material analyserades. Dessa analyser visar hur mycket material som finns i vattnet som kan bidra till spridning av eventuell förorening. 41(83)

42 6.2.1 Sågverksområdet område 1 Inom sågverksområdet finns totalt 6 grundvattenrör från både förstudien och föreliggande undersökning, där grundvattenanalyser har utförts 1-4 ggr beroende på rör. Vid senaste provtagningstillfället analyserades både grundvatten som filtrerats och grundvatten som inte filtrerats från samma rör (gäller rören SåGVR2, 1GV8 och 1GV9). Resultat från grundvattenanalyserna redovisas på kartunderlag i bilaga 3 och i Resultatrapporten. Grundvattenanalyserna av dioxin visar på varierande halter inom området, med högst halter (0,65-24 ng WHO-TEQ/l) i rör 1GV9 som ligger centralt inom området, i anslutning till det område där impregneringen har ägt rum. Halterna överstiger Naturvårdsverkets förslag på gränsvärde för dricksvatten (7 pg TEQ/l) (Naturvårdsverket Rapport 5799, Stöd till vattenmyndigheterna). Dioxin påvisas i samtliga rör om än i betydligt lägre halter i övriga rör, i halter mellan 0,0018-0,47 ng TEQ/l. Samma dioxinkongen, vilket är samma kongen som påträffas mest i jord, förekom i högst halt i alla grundvattenprover. Detta tyder på att jorden är huvudsaklig källa även vid låga halter. Filtreringen minskar eventuellt dioxininnehållet mer vid högre halter än lägre (dock bara 3 punkter jämförda) vilket kan innebära att löst andel är större vid lägre halter, men underlaget är litet för att besvara en sådan fråga. Provtagningarna visar att ju längre tid som går innan vatten provtas efter att grundvattenrören har satts, ju lägre är påvisad halt. Dioxinhalterna i grundvattenrör satta 2009 (3 grundvattenrör) var stabila vid mätningarna Det verkar som att två månader mellan installation och provtagning är för kort tid för att nå steady-state (jämförbart med jämvikt) för dioxiner. Analyser har även utförts med avseende på klorfenoler i samtliga grundvattenrör inom området. Klorfenoler har endast påvisats i ett av grundvattenrören, 1GV8, och där i halter överstigande Livsmedelsverkets riktvärden för dricksvatten (bekämpningsmedel) Långgrundets brädgård område 2 Inom Långgrundets brädgård finns fyra grundvattenrör, två har placerats inom de områden där höga halter dioxin har påträffats i jorden och två placerade längre in och mer söderut på brädgården. Halterna i grundvattenrören där höga halter i jord påträffats var högre strax efter att rören hade satts (0,0029-0,017 ng TEQ/l) än sommaren efter då inga dioxiner kunde påvisas varken i dessa grundvattenrör eller i vatten från rören längre bort på området. I ett grundvattenrör, 2GV3, har även analys utförts med avseende på klorfenol, men inga klorfenoler överstigande detektionsgränsen påträffades. Inga PAH:er påvisades i ofiltrerade prover från Långgrundet, detta gäller även grundvatten från området där högst halter påvisats, eventuellt beroende på utspädning med havsvatten då grundvattenröret sitter relativt nära strandkanten. 6.3 Föroreningar i ytvatten Ytvatten provtogs under 3 veckor med semipermeabla membraner (SPMD, passiv provtagning). Inga dioxiner i halter överstigande detektionsgräns påträffades i ytvattnen, se bilaga 9 Resultatrapport. PAH:er påvisades i ytvattnet kring Norrbyskär och i referensstationen, se bilaga 9 Resultatrapport och Figur 25. Eftersom naftalen totalt dominerade PAH-halten har denna räknats bort i figuren. Högst halter i ytvattnet påvisades utanför Långgrundet, 2Yt1. Orsaken kan vara att gamla tjärade pråmar ligger i vattnet eller att Stuguskärs sydligaste del, nära 42(83)

43 provtagningsplatsen, användes för lagring av kol till båtar. Några tecken på kolhantering syntes dock inte vid markundersökningen Summa PAH utom naftalen pg/l Figur 25. 1Yt1 8Yt1 2Yt1 3Yt2 3Yt1 Ref Valviken Halten av summa PAH utom naftalen i ytvattenprover. Jämfört med referensen förekom bens(a)antracen och bens(a)pyren i högst halter. De största skillnaderna mot referens påvisades i ytvatten utanför Långrundet, Figur Yt1 /refstation Figur 26. Jämförelse av PAH-halter i vatten utanför Långgrundet med referensstationen. Halterna kring Norrbyskär och referenspunkten Valviken har jämförts med PAH provtaget med SPMD i Sundsvallsbukten (Pelagia Miljökonsult 2010). Halterna kring skären och i Valviken rapporteras vara högre än och i nivå med dem i Sundsvallsbukten. Proverna från Sundsvallsbukten är tagna på stora djup och med stort inflöde av vatten från havet, d.v.s. 43(83)

44 utspädning. Gemensamt för alla proverna var att fluoranten, fenantren och pyren var de PAH som återfanns i högst halter. Alla PAH-halter understiger Naturvårdsverkets haltkriterier för skydd av ytvattenmiljö (Naturvårdsverket 2009). Haltkriterierna för PAH:er baseras på effekter. Närmast, men fortfarande under ytvattenkriterierna, är de stora PAH:erna (PAH H). 6.4 Föroreningar i sediment Dioxiner påvisades i de flesta sedimentprover i Sågviken utanför sågverksområdet, i Tannskärsviken och söder om Långgrundet, men däremot inte i ytligt sediment från viken mellan Långgrundet och Truthällan, se bilagor i bilaga 1, Resultatrapport. Högst dioxinhalt påträffades strax utanför udden där sågverket har legat, dels i prov tagna i huvudstudien, dels i prov taget i förstudien år 2010 (17 respektive 16 ng TEQ/kg TS) (Fernerud Engineering 2010). I föreliggande undersökning har provtagningen riktats mot områden som kan misstänkas vara ackumulationsbotten samt för att söka få fram en gradient i Sågviken. I nu tagna prover var dioxinhalterna både högre i de ytligare proverna än djupare ner, men även det omvända förhållandet påträffades, se Tabell 13. Normalisering mot TOC ändrade inte den generella bilden. Liksom i många andra prover förekommer sågverksdioxinen 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDF i högst halter i samtliga sedimentprover. Det visar på påverkan av impregneringsverksamheten. Tabell 13. Dioxinhalter i sediment. För lägen av provpunkter, se bilagor i Resultatrapport. Indelning av provtagningsdjup av sedimentproppar: 0-3 cm (0-3), 3-10 cm respektive 0-10cm (-10), cm (-20) och cm respektive 0-30 cm (-30). Dioxinhalt ng TEQ/kg torrsubstans. Provtagningsdjup (cm) Provpunkt Sed1 17 8,8 1 Sed2 4,2 3 <2 1 Sed4 3,6 2,7 2,2 1 Sed5 2,7 2,1 <2 1 Sed6 <2 4 5,2 8 Sed 1 <2 3 sed1 6 <2 3 Sed2 <2 <2 Sediment +10 <2 Sediment +20 4,1 Sediment Enligt tidigare sammanställningar varierar bakgrundshalterna i Östersjösediment mellan 1,3-16 ng TEQ/kg TS med antaget högre halter i kustområden (IVL 2009). Halterna i ytsediment från fyra referensstationer i Bottenhavet varierade mellan ca 10 till strax under 40 ng TEQ/kg TS (IVL 2012). I denna och ytterligare en mätning (länsstyrelsen i Gävleborgs län 2012) var halterna lägst i ytsedimenten och högre längre ner i sedimenten. Dioxinhalter i sediment från Västerbottenskusten har publicerats (Umeå universitet, 2009), men eftersom totalhalten och inte toxiska ekvivalenter anges, kan halterna inte jämföras mot de påvisade utanför Norrbyskär. Halterna som påträffats kring Norrbyskär är alltså inte förhöjda mot bakgrundsvärden i Östersjön och klassas därför inte som förorenade. Trots detta överskrids Naturvårdsverkets föreslagna gränsvärde för dioxiner i sediment. Det innebär antingen att Östersjön generellt är en 44(83)

45 mindre bra miljö för fisk, eller att gränsvärdet är försiktigt satt. Dioxinhalterna är högre än de kanadensiska preliminära riktvärdena för sediment (ISQG, 0,85 ng TEQ/kg TS) som Naturvårdsverkets förslag baseras på (Naturvårdsverket 2008b), men lägre än de kanadensiska effektnivåerna (probabel effect level, PEL, 21,5 ng TEQ/kg TS) för akvatiska organismer i saltrespektive sötvattenmiljö (Canadian Environment 2001). Båda dessa riktvärden är beräknade med en extra säkerhetsfaktor 10 (alltså utöver de säkerhetsfaktorer som generellt används). Sammantaget tolkas detta som att den spridning av dioxiner som sker idag och som skett de senaste åren ligger i nivå med eller strax över bakgrundshalter i andra delar av Östersjön. Just vid sågverket antas högre halter kunna påträffas, då området ligger närmast den tidigare verksamheten och högst halter har påträffats här (även om de fortfarande inte är över bakgrundshalterna ovan). 0,3 0,25 PAH i sediment (mg/kg TS) 0,2 0,15 0,1 0,05 0 8Sed1 3Sed1 Figur 27. PAH-halter i sediment utanför pråmvarvet (8Sed1) och från viken mellan Tannskär och Långgrundet (3Sed1). Provet från pråmvarvet är ett ytligt prov, medan det andra provet är utgörs av sedimentlagret cm under sedimentytan. Metallhalterna i sedimenten var betydligt lägre än RIVM:s interventionsvärden och bedöms inte påverka sedimentlevande organismer negativt. Högst halter påvisades av medelstora och stora PAH:er, PAH M och H, i sedimenten både utanför Tannskär och pråmvarvet, se Figur 27. PAHhalterna är i samma nivå som ytsediment i norra och södra skärgårdshavet (Länsstyrelsen Stockholms län 2011). PAH-halterna är lägre än de kanadensiska effektnivåerna (probabel effect level, PEL) för akvatiska organismer i saltvattenmiljö (Canadian Environment 2002). 6.5 Föroreningar i biota Biota på land Två typer av biologiska prover från land samlades in och analyserades: hallon och potatis. Potatis valdes för att det odlas av en sommarboende på ön och hallon valdes för att det växer riktigt med hallon på områden som är förorenade. Hallon och potatis skiljer sig också genom att 45(83)

46 potatis ju har sina ätliga delar i jord, och hallon ovan jord, vilket innebär att dioxin kan tas upp av växterna på olika sätt. Dioxiner påträffades varken i hallon- eller potatisprovet. PAH:er och oxy-pah:er analyserades men påträffades inte i potatisprovet. Hallon analyserades inte på PAH. Då inga föroreningar påträffades analyserades inte referensproverna. Detektionsgränserna för dessa prover var tillfredställande Biota i vatten Två typer av biologiska prover från vatten samlades in och analyserades: Snäckor (Radix baltica och Lymnea stagnalis) och abborrar. Två storlekar på abborrar samlades in: Dels matfisk, d.v.s. större abborrar (17-22 cm), dels mindre, mer stationära små abborrar (12-14 cm). Snäckor samlades in i två omgångar, juli 2012 och juni Inga dioxiner påvisades i abborrar, oavsett storleksklass. I snäckor påvisades dioxiner och PAH:er i samtliga prover, inklusive referensproverna se, Figur 28 och Figur 29. Högst halter av dioxin påträffas som väntat utanför sågverksområdet. Figur 28. Dioxiner i snäckor från stränderna utanför sågverket (1Sn1 och 1Sn2), stranden mitt emot sågverket Stuguskär (1Sn3), Pråmvarvet (1Sn8), Långgrundets brädgård (2Sn1), Tannskärsviken (3Sn1) samt referensområde Kulören (Ref 2012 och ref 2013). Proverna är presenterade tillsammans med det referensprov som togs vid tillfället, d.v.s. prover tagna år 2012 återfinns till vänster i figuren och prover tagna 2013 till höger. Dioxinhalterna (TEQ) i snäckorna från Norrbyskärsområdet har i första hand jämförts mot respektive referens. Även om referensproverna togs från samma område skiljer halterna i genomsnitt 5 gånger för de olika kongenerna och 2,4-5 gånger på TEQ-halt. Betydligt lägre skillnader än så, för både säsongs- och mellanårsvariationer, har setts för t.ex. metaller i andra undersökningar (Rydvall och Ros muntligen). Haltskillnaderna kan bero på exempelvis: Skillnad i genomsnittsvikt hos provtagna individer och därmed olika ackumulering (ingen sådan kontroll har utförts), att varmare månader föregick den senare provtagningen än den tidigare 46(83)

47 (dioxiners löslighet skiljer med temperatur) eller att laboratorieanalysen skiljer mellan de olika omgångarna. Dioxinhalterna var högst i snäckor just utanför sågverksområdet, vilket överensstämmer med verksamheten och var högst dioxinhalter i sediment påträffats. Tvärs över viken (Stuguskär, 1Sn3) ca 150 m från stranden där snäckorna på sågverksstranden tagits (1Sn1 och 1Sn2), var halterna betydligt lägre. Snäckorna från Långgrundet var också påverkade av sågverksamheten men skillnaden mot referens var mindre än 3 gånger. I snäckor tagna utanför Pråmvarvet var dioxinhalterna lägre även jämfört med snäckor från Tannskärsviken, men fortfarande högre än i snäckor från referensområdet (Kulören). Dioxinhalterna i sedimenten speglas därmed relativt väl i snäckorna. Spridning av dioxiner ses alltså från sågverksområdet, vilket är förväntat. En del kongener, såsom den kongen som indikerar användning av doppningsmedel (1,2,3,4,6,7,8- heptacdf), är betydligt mycket högre i snäckor från sågverksområdet än från referensområdet. I snäckorna från referensområdet dominerar lågklorerade dioxiner och furaner bidraget till summa TEQ-halten, medan 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDF har betydligt större påverkan i snäckor från Norrbyskär. Dessa skillnader ses inte i fisk utanför sågverksområdet respektive Tannskärsviken då halterna i fisk är under detektionsgränsen. Figur 29. PAH:er i snäckor från stränderna utanför sågverket (1Sn1), pråmvarvet (8Sn1), Tannskärsviken (3Sn1) och referensområde (Kulören Ref, mindre-än-värde). PAH-halterna var högst i snäckor från Tannskärsviken (3Sn1), medan halterna i sedimenten från Tannskärsviken och Pråmvarvet var lika. Snäckorna (3Sn1) plockades från lokal längst in i viken med tillflöde från Tannskär där kolning tidigare skett. Viken karakteriseras av mycket lågt medeldjup, ca 3 dm, och ett väldigt begränsat vattenutbyte med vatten utanför viken. Föroreningar som sprids från omgivande land till närliggande vatten späds inte alls ut på samma sätt såsom vid Långgrundet och Stengrundet. Detta är mest troligt förklaringen till de relativt höga PAH- och dioxinhalterna i snäckorna från Tannskärsviken, 3Sn1. Näst högst PAH-halter påvisades i snäckor tagna vid stranden vid Pråmvarvet (8Sn1) där pråmar tjärats en gång i tiden. Upptaget av dioxiner och PAH:er i snäckor sker både från bottenmaterial och från vattenfasen. Eftersom de flesta av dessa föroreningar adsorberar hårt till partiklar tas en större del upp från 47(83)

48 partikelfasen. Detta tillsammans med att snäckor är stationära innebär att organismerna speglar föroreningssituationen lokalt medan fisk speglar situationen i större område. 6.6 Toxicitetstest Jord från det ena odlingsområdet på Tannskär togs av Tyréns i slutet av augusti Vid tillfället odlades potatis i jorden. Jord testades med avseende på akuttoxicitet av Pelagia Miljökonsult AB med två fas Daphnia-test, se bilaga 13. Testet innebär att genom att föroreningar i jord extraheras till vattenfas och testas på vattenloppa. Jorden visade inte på akuttoxicitet. 7 Föroreningsspridning och belastning 7.1 Spridningsvägar Spridning av föroreningar från området till recipienten sker via någon av de spridningsvägar som har identifierats: Spridning från jord till grundvatten Spridning med grundvatten till havet Spridning från jord till ytvatten Spridning med ytvatten till havet Spridning via damning Spridning av föroreningar med grundvatten till recipienten bedöms vara en spridningsväg främst vid sågverksområdet. Det samma gäller spridning med avrinnande regnvatten eftersom föroreningarna i regel förekommer i markytan och samtliga förorenade områden ligger i nära anslutning till havet. Spridningen med regnvatten kan dock antas vara mindre inom områden med hög växtlighet. Dioxin adsorberas till organiskt material och partiklar i marken. Löst organiskt material (DOC) ökar dock lösligheten av dioxin vilket gör att viss transport kan förväntas i grundvatten. 7.2 Grundvattenströmning och vattenbalans Vid beräkning av grundvattenbildning inom Norrbyskär utgår beräkningarna från att det i princip endast är nederbörden som bidrar till grundvattenströmningen. Detta eftersom det, för de flesta områden, inte finns något uppströms liggande avrinningsområde som påverkar grundvattenflödet. I Tabell 14 nedan visas uppskattade ytor som bidrar till grundvattenbildningen för varje delområde, samt en bedömning av infiltrationen och vilket årligt grundvattenflöde detta resultaterar i. Beräkningen baseras på en årlig nederbörd av 566 mm/år (Data från Holmögadd men omräknat för att gälla 1995 och framåt, SMHI 2001). Avdunstningen uppskattas till 400 mm/år, växtupptag inkluderat, för kustlandet i Umeåtrakten (SMHI 1998). Infiltrationskoefficienten anger hur mycket som avrinner på markytan och är schablonvärden hämtade från Vägverket (83)

49 Tabell 14. Område Beräkning av grundvattenströmning utifrån uppskattade ytor (avrinningsområden) och infiltration. Uppskattad yta som bidrar till grundvattenbildning [m 2 ] Infiltrationskoefficient Grundvattenströmning [m 3 /år] 1. Sågverksområdet , Långgrundets brädgård , Tannskär brädgård , Tannskär hyvel- och spånområde , Tannskär kolningsområde , Stuguskär spånområde , Stuguskär brädgårdsområde , Galvanisering , Pråmvarv , På grund av den framtida växthuseffekten kommer nederbörden succesivt att öka. Enligt SMHIs klimatanalyser (SMHI 2010) kommer nederbörden i Västerbotten att öka med ca % fram till år 2100, beroende på vilket klimatscenario man tittar på. 7.3 Havsnivåförändringar Då hela Norrbyskär är en relativt låglänt ögrupp som ligger i Östersjön så påverkas den förstås av både landhöjning och framtida höjda havsvattennivåer på grund av växthuseffekten. När det gäller landhöjningen så uppgår den till 9,4 mm/år inom detta område (data från Ratan, SMHI 2009a). Detta innebär att marken höjs med ca 1 m i ett hundraårigt perspektiv. FNs klimatpanel (IPCC) redovisade år 2007 en sannolik höjning av havsytan fram till år 2100 på cm, generellt i världen. Sedan dess har uppdaterade beräkningar utförts då hänsyn bl.a. har tagits till glaciärernas och isarnas avsmältning. Senare beräkning, som dock har stora osäkerheter, pekar snarare på en höjning av cm fram till år Dessutom visar vissa beräkningar på att haven kring Sverige kan komma att stiga ännu mer (SMHI 2009b). Detta innebär sammanstaget att marken inom Norrbyskär kan förväntas stiga de närmsta åren på grund av landhöjningen, men att en kommande höjning av havsnivån kommer att jämna ut detta i ett hundraårigt perspektiv. I ett perspektiv som är längre än 100 år är det möjligt att havsnivån stiger ytterligare och att delar av nuvarande landyta kommer att ligga under vatten. 7.4 Föroreningsbelastning / läckageberäkningar Beräkning av läckage utförs endast för sågverksområdet och Långgrundets brädgård eftersom det är inom de områdena som grundvattenanalyser har utförts samt att det är där högst halter, 49(83)

50 och störst mängd dioxin, har påträffats. Det är dock möjligt att utföra läckageberäkningar genom baklängesberäkning från halter i jord, detta har dock inte bedömts vara relevant för övriga delområden, dels på grund av att föroreningssituationen med avseende på dioxin inte bedöms allvarlig men främst på grund av att baklängesberäkning troligen visar på en överskattning av läckaget. De prover som har tagits i recipienten utanför sågverket tyder på att spridningen inte är omfattande. Föroreningar som spridits kan antas ha bundits upp och spätts ut i och på organiskt material, då sedimentationen i recipienten ska vara betydande. Bedömingen baseras på de halter som påvisats i grundvatten från sågverksområdet och de prover av biota, sediment och ytvatten som analyserats från recipienten. Vid analysen av grundvatten analyseras normalt både dioxiner som är löst i grundvattnet samt de dioxiner som återfinns på partiklar, när grundvattenproverna inte har dekanterats, filtrerats eller behandlats på något sätt. Dioxinhalten i grundvatten på platsen som beräknas med riktvärdesmodellen utifrån halter i jorden, är mängd löst dioxin i vatten. Eftersom den allra största andelen dioxiner normalt återfinns på partiklar, bör påvisad halt överstiga beräknad, vilket också är fallet i tre av de sex grundvattnen från sågverksområdet. Beräkningsmodellen visar därmed på en överskattning av halterna i grundvattnet i vissa fall, och i vissa fall ger beräkningsmodellen en rimlig uppskattning av förväntade halter. I 1GV9 är dock uppmätt halt betydligt högre än de beräknade även när hänsyn tas till partiklar ( pg TEQ/l uppmätt år 2013 respektive 2012 jämfört mot 14 pg TEQ/l beräknat). Halterna i rör SåGVR2 och SåGVR3 är 4-7 ggr högre uppmätt än beräknat, vilket bedöms vara rimligt med tanke på närvaron av partiklar. Halterna i rör SåGVR1 samt 1GV8 och 1GV11 är lägre än beräknat. 1GV9 ligger centralt på sågverksområdet där de högsta dioxinhalterna har påträffats medan övriga rör ligger närmare recipienten. Grundvatten från tre grundvattenrör (SåGVR2, 1GV8 och 1GV9) provtogs 2 gånger Ena provet från vartdera grundvattenröret filtrerades och vattnet analyserades. Det andra provet från samma grundvattenrör och tillfälle analyserades utan föregående filtrering eller dekantering. Den uppmätta medelhalten i de filtrerade proverna (4,6 pg TEQ/l) ligger under den beräknade dioxinhalten (14 pg TEQ/l) baserat på medelhalter i jord. För proverna i recipienten ser man dock en mycket tydligare överskattning av spridningen i beräkningsmodellen. Utförs beräkning utifrån medelhalterna i jord inom sågverksområdet beräknas det innebära en halt av ca 0,5 pg TEQ/l i ytvatten utanför sågverket. Vid utförda mätningar understiger halterna detektionsgränsen på 0,02 pg TEQ/l. Samma överskattning syns om jämförelsen görs mot halter i fisk, beräkningarna ger halter i fisk på storleksordningen 24 pg TEQ/g våtvikt, medan uppmätta halter understiger detektionsgränsen på 0,2 pg/g färskvikt. Detsamma gäller jämförelse mot halter i snäckor (24 pg TEQ/g våtvikt mot 1 pg TEQ/g våtvikt). Snäckor bör bioackumulera mindre än fisk, men lever å andra sidan direkt på partiklar vilket innebär högre exponering, så jämförelsen är relevant. Inte heller i sedimenten är dioxinhalterna höga utan i nivå med bakgrundshalter i Östersjösediment. Därav har platsspecifika riktvärden med avseende på spridning till ytvatten minskats med en faktor 10 för dioxiner, se även kapitel Spridning till recipient minskas även med åtgärder baserade på riktvärden för hälsa. Exempelvis innebär en sanering där 90% av föroreningen tas bort ett ökat skydd med 10 gånger mot spridning. För samtliga övriga delområden, exklusive sågverket och Långgrundets brädgård, understiger medelhalterna av dioxin det platsspecifika riktvärdet för spridning till ytvatten (100 och 650 ng TEQ/kg TS för ytligt respektive djupare liggande jord) som beräknas inom ramen för de platsspecifika riktvärdena, enligt kapitel Medelvärden för sågverksområdet och Långgrundets brädgård överstiger det ytliga riktvärdet. 50(83)

51 Läckageberäkningarna vid sågverksområdet och Långrundets brädgård har utförts utifrån beräknade grundvattenflöden enligt kapitel 7.2 samt utifrån medelhalter i grundvatten inom respektive område. För sågverksområdet påverkas medelhalten stort av den höga halten i grundvattenrör 1GV9. När det gäller Långgrundets brädgård har inte hela grundvattenflödet i Tabell 14 bedömts bidra till läckaget eftersom grundvattenrören är placerade vid hotspots och därmed inte är representativa för området som helhet. Vid beräkning av mängd förorenad jord gjordes för Långgrundets brädgård uppskattningen att ca 64 % av området innehåller föroreningshalter överstigande de platsspecifika riktvärdena. Vid läckageberäkningen har därför 60 % av tillrinningsområdet bedömts bidra till grundvattenbildningen. Beräkningarna redovisas i Tabell 15 nedan. Tabell 15. Delområde Beräkning av läckage av dioxin från sågverksområdet samt Långgrundets brädgård baserat på ofiltrerade respektive filtrerade grundvattenprover. Grundvattenströmning [m 3 /år] Medelhalt dioxin [ng TEQ/l] Mängd dioxin [mg/år] Sågverksområdet inkl. 1GV ,56 4 Sågverksområdet exkl. 1GV ,079 0,2 Sågverksområdet inkl. 1GV9, filtrerade prover ,0036 0,009 Långgrundets brädgård ,002 0,03 Beräkningarna visar att det är sågverksområdet som, trots att det är en betydligt mindre yta än Långgrundets brädgård, i huvudsak, bidrar till spridning av dioxin till recipienten. Tittar man på hur läckaget bedöms påverkas på lång sikt så kan läckaget förväntas minskas inom de närmsta 100 åren eftersom landhöjningen då gör att grundvattenytan bör sjunka och mindre mängd förorenad jord står i kontakt med grundvattnet. På ännu längre sikt bedöms dock havsnivåerna stiga vilket även påverkar grundvattennivåerna och risk kan då finnas att läckaget ökar igen. 7.5 Jämförelse av dioxinmönster för bedömning av spridning Dioxinhalterna som används för beräkning av riktvärden m.m. är summan av toxiska ekvivalenter (TEQ-värden). För att bedöma spridning kan halter av de enskilda dioxinkongenerna (dioxintyperna) jämföras. Dioxinkongenerna i prover av jord, grundvatten, sediment och snäckor provtagna i föreliggande undersökning har sammanställts och jämförts med mulitvariat analys (Simca d). Bara fyra av sedimentproverna innehöll tillräckligt med data (tillräckligt antal påvisade dioxinkongener) för att användas i analysen medan sju snäckanalyser och tio grundvattenanalyser användes. Nästan samtliga jordprover ingick i analysen. När halterna av de olika kongenerna i de olika proverna baserade på TEQ jämfördes blev skillnaderna något större än när de uppmätta, icke omräknade halterna användes. TEF-arna (toxiska ekvivalent faktorerna) förstärker små skillnader och därför är det mer relevant att jämföra halter som inte har räknats om med TEF till TEQ. Jord från ytlig respektive djupare jord jämfördes och ingen egentlig skillnad i mönster (relativ förekomst av de olika dioxinkongenerna) påvisades, d.v.s. de föroreningar som hittades i 51(83)

52 djupare liggande jord var desamma som de i ytan och förekom alltså inte djupare ner i marken p.g.a. spridning. Jord från olika delområden skiljde sig inte i mönster, d.v.s. källan är densamma och inte t.ex. sekundär. Detsamma gällde när endast sediment, grundvatten respektive snäckor modellerades med PCA (principalkomponent analys, d.v.s. skillnader och likheter i mönster mellan proverna beräknas och används för att gruppera prover). Jord, snäckor, grundvatten och sediment hade liknande mönster när de jämfördes tillsammans. Snäckor från referensområdet (Kulören) skiljde sig mest från prover av övriga medium, därefter skiljde sig snäckor från Långgrundets strand och från Tannskärsviken. Snäckor från Sågviken liknade jord, sediment och grundvatten i dioxinmönster. Snäckproverna från referenslokalen innehöll mindre av sågverksdioxinen 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF än övriga prover och relativt mer av lågklorerade dioxiner (d.v.s. dioxiner och furaner). Analysen visar såsom antaget att hanteringen av doppningsmedel är den tydligaste källan till dioxiner på och omkring området. Mönstren i snäckorna tyder på att även annan belastning förekommer (bakgrundsbelastning) för snäckor från Långgrundet och Tannskärsviken. Detta eftersom dioxinmönstren i snäckorna i Sågviken (som skiljde tydligt i summa TEQ-halt) inte skiljer sig tydligt från dioxinmönster i jord, sediment och grundvattenprover vilket de antas göra ifall upptag, eliminering och ackumulering av olika dioxiner skulle skilja påtagligt. 8 Riskbedömning I detta kapitel bedöms riskerna för människors hälsa, markmiljö och vattenmiljö för föroreningarna på området. Påvisade halter jämförs med riktvärden (se kapitel 5 om riktvärden). Halter som är högre än riktvärden innebär inte automatiskt en risk för negativa effekter. Vissa ämnen har akuttoxiska egenskaper, såsom arsenik, och för dessa ämnen är enstaka punkter med höga halter viktigare för riskbedömningen än för ämnen med effekter framförallt på lång sikt, t.ex. dioxiner. Det innebär att områden där halter högre än riktvärden i någon eller några punkter ändå kan anses acceptabla, beroende på hur helhetsbilden ser ut. 8.1 Riskbedömning av hälsorisker Delområde 1 f.d. sågverksområdet På sågverksområdet finns dels Lilla Norrbyskär som riktar sig till både barn och vuxna, dels ett muséum som även är en arbetsplats. I platsspecifika riktvärden som har beräknats för Norrbyskär antas att människor rör sig på området 120 av årets 365 dagar. Ingen förväntas vara så mycket på själva sågverksområdet, inte ens personalen som arbetar i museet, men eftersom även Långgrundets brädgård är förorenad och flera andra delområden är påverkade av föroreningar, har riktvärden beräknats på detta sätt. Dioxinhalterna i ytlig jord på sågverksområdet, alltså under det skikt av grus och jord som lades på 2009, överstiger platsspecifika riktvärden i ytlig jord över 20 gånger i flera punkter. På sikt finns därför risk för negativa effekter på människors hälsa, och det gäller för nästan hela sågverksområdet, se Figur 16. Den täckning av grus och jord som lades på för några år sedan minskar risken för kontakt med jord med höga dioxinhalter för ett tag men är inte hållbar på sikt, och har heller aldrig varit avsedd att vara ett permanent skydd. Täckningen är heller inte utförd på hela området. Eftersom intag av jord via fingrar och fint damm i munnen är det sätt människor beräknas få i sig mest dioxiner från området, så har åtgärden varit bra. Även intag av bär, svamp och grönsaker beräknas påverka dosen dioxiner vi får i oss från de områden som är förorenade. Idag finns 52(83)

53 hallonsnår på området. I hallonen som plockades på Långgrundets brädgård, nära marken och där högst halter hade påvisats i jord i ytan, kunde inga dioxiner påvisas vid analys av hallonen. Dioxiner i bär kommer framförallt från jord som dammat upp på växterna. Tidigare åtgärder har alltså även minskat risken för dioxinexponering via bär. De dioxinhalter som har uppmätts i sedimenten är i nivå med bakgrundshalter och under framtagna platsspecifika riktvärden. Exponering vid bad bedöms vara betydligt mindre än vid vistelse på markområden. Halterna i sedimenten är även betydligt lägre än holländska interventionsvärden för sediment baserade på risk för människor (RIVM 2001). Det bedöms alltså gå bra att bada i Sågviken utan att påverkas negativt av dioxiner. PAH:er, klorfenoler och metaller på sågverksområdet bedöms inte påverka hälsa då endast halter under framtagna platsspecifika riktvärden har uppmätts. Åtgärdsbehovet för hälsa gäller dioxiner i ytlig jord och i djupare liggande jord på stora delar av sågverksområdet Delområde 2 Långgrundets brädgård På Långgrundets brädgård finns idag inga lekplatser eller andra anläggningar förutom en eller flera båtplatser. Från tidigare beskrivna potatislanden och ner mot vattnet har på flera platser plankor och annat lagts ut för att underlätta framkomligheten. Längs brädgården går en stig och hallonsnåren breder ut sig på delar av den före detta brädgården. Dioxinhalterna i området är högre än riktvärdena för skären och det gäller större delen av den före detta brädgården (alltså högre än 70 ng TEQ/kg TS). Halterna i jorden närmare ängarna, de tidigare potatislanden, tenderar att vara lägre än i jord närmare vattnet. Jord från ängarna har provtagits och analyserats i 2 punkter och halterna är lägre än generella riktvärden för känslig markanvändning (20 ng TEQ/kg TS). Även medelhalten av de tyngre PAH:erna (PAH H) överstiger de platsspecifika riktvärdena, mest där högst halter av dioxiner påträffats på brädgården. I hallonen som plockades på området kunde, som beskrivits ovan, inga dioxiner påvisas, trots att de plockades nära marken och där högst halter påträffats i jorden (4600 ng/teq/kg TS, 2T3a). Vid Mariebergs f.d. sågverk i Kramfors kommun analyserades hallon från hotspot-område (Naturvårdsverket rapport 5977). Dioxinhalten var 0,013 pg WHO-TEQ/g våtvikt, vilket var betydligt lägre än beräknat med riktvärdesmodellen. Detektionsgränsen för hallonen från Långgrundets brädgård var ungefär det dubbla, men halterna i jorden var också lägre och detektionsgränsen strax under beräknad halt i bären. Vistas man ofta och mycket på brädgården så finns risk att man exponeras för mer dioxiner än den tolerabla dosen som får komma från förorenade områden. Smutsiga fingrar och damm via munnen beräknas, enligt riktvärdesmodellen, ge mest dioxiner, liksom bär och svamp som inte sköljts av från jord. Det finns därför behov att åtgärda ytlig jord i området med avseende på risker för hälsa. Jord som ligger djupare ner har inte visats innehålla halter över riktvärdet för jord djupare än 0,5 m (650 ng TEQ/kg TS) Åtgärdsbehovet för hälsa gäller dioxiner i ytlig jord på stora delar av brädgården Delområde 3 Tannskär I marken på Tannskär ses spår av de tidigare verksamheterna. Kolrester och delvis nedbruten flis finns på flera håll, flisen är koncentrerad till det f.d. hyvleriet. Föroreningshalterna på Tannskär visar också att området är påverkat av doppningsmedel och av kolhanteringen. 53(83)

54 Dioxinhalterna i flisresterna överstiger platsspecifika riktvärden upp till tre gånger men bedöms inte utgöra en hälsorisk på det sätt marken används idag: Dels är utbredningen av spånområdet relativt begränsat, dels kan tillgängligheten av dioxiner från spånet antas vara lägre än beräknat p.g.a. kolinnehåll och mindre gynnsam miljö för växter. PAH-halterna i jord med kolrester är inte speciellt höga och bedöms inte utgöra risk för människors hälsa. På ett par mindre områden sker odling i kolstybb. PAH-halterna i jorden från ena odlingen (ett prov) bedöms inte innebära risk för större exponering än vad människor anses klara av utan negativa effekter på hälsan. Inga PAH:er eller dioxiner påvisades i den tvättade men oskalade potatisen från odlingen. Inget åtgärdsbehov bedöms finnas för området vad gäller hälsa Delområde 4 och 5 Stuguskärs spånområde och brädgård Stuguskärs brädgård ligger skild från sommarboendet, söder om vägen från färjeläget. Den yttre delen av Stuguskärs brädgård nås med båt men svårligen annars, medan den norra delen av brädgården nås från vägen. Stuguskärs flisupplag ligger mellan Kalmar n och Lillstuguskär. Dioxinhalterna på Stuguskärområdet (brädgård och flisupplag) visar tydligt att områdena är påverkade av doppningsmedlen. Halterna bedöms dock inte utgöra en hälsorisk när området används för friluftsliv, främst för att halterna överlag ligger under det platsspecifika riktvärdet (i en punkt i vardera området är halten högre). Inget åtgärdsbehov bedöms finnas för området vad gäller hälsa Delområde 7 Galvaniseringen Vid f.d. zink-galvaniseringen finns idag ingen egentlig verksamhet, men marken ligger nära ett sommarboende. Halter av arsenik, kadmium, bly och zink har hittats i halter överstigande de platsspecifika riktvärdena som rör hälsa. Att arsenikhalterna överstigs är inte konstigt eftersom bakgrundshalterna är höga jämfört med riktvärden som brukar beräknas för hälsa, men halterna är betydligt högre än bakgrundshalter också. Åtgärdsbehovet för hälsa gäller arsenik, kadmium, bly och zink i ytlig jord och slagg Delområde 8 Pråmvarv Det tidigare pråmvarvet används idag som friluftsområde. En sandstrand och en kåta med eldstad finns i området och lägerverksamhet bedrivs här. Framförallt de stora men även de mellanstora PAH:erna (PAH H och M) har påträffats i klart högre halter än riktvärden beräknade att skydda hälsa, PAH mer än 10 x PSR. PAH H får människor i sig på liknande vis som dioxiner vid förorenad mark, d.v.s. via intag av jord (smutsiga fingrar, damm i munnen) och bär och svamp. Exponeringsvägen och styrande för riktvärdet för hälsa för PAH M är via inandning av förångad förorening. Utomhusluften späds ut betydligt mer än inomhusluft (som hälsodelen av riktvärdet baseras på), så exponering av PAH M bedöms acceptabel på området och kan sättas i relation till att elda i en kåta, med de luftföroreningar det innebär. Inga metallhalter som bedöms påverka hälsa negativt har uppmätts på området, men endast ett prov har analyserats. Dioxinprovet från sopgropen på platsen visade inte heller på dioxinhalter över några riktvärden för hälsa. Åtgärdsbehovet för hälsa gäller PAH H i ytlig jord på delar av pråmvarvet. 54(83)

55 8.1.7 Delområde 10 F.d. skjutbanan En fd skjutbana har troligen identifierats på Blågrundet. Även om blyhalterna i skjutvallen i fältanalysen (XRF) överstiger riktvärdet några gånger så är det påverkade området troligen begränsat till själva vallen. Inget åtgärdsbehov bedöms finnas för f.d. skjutbanan vad gäller hälsa Intag av fisk och kött EU:s gränsvärde för dioxiner och dioxinlika PCB:er i fisk,6,5 pg TEQ/g färsk fisk (EU 2011), understigs i de samlingsprover av abborrar som tagits kring Norrbyskär (laboratoriets rapporteringsgränser var ca 0,2 pg TEQ/g abborre). Abborre är mager fisk och dioxiner ansamlas framförallt i fettet, vilket innebär att dioxiner eventuellt kan påvisas i fetare fisk. Marginalen mellan EU:s gränsvärde och påvisbar halt är dock stor. Sedan 1 januari 2012 har Sverige permanent undantag från detta gränsvärde. Att äta fisk från vattnen kring Norrbyskärs bedöms inte utgöra större risk än att äta fisk från övriga Östersjön, och Livsmedelsverkets råd om fiskkonsumtion bör gälla på samma sätt. De kompletterande undersökningarna, utförda 2013, av spridning från skären stöder bedömningen. Abborrar har valts för undersökning för att de är mer stationära än många andra arter, speciellt yngre (mindre) abborrar. Arter som rör sig över större områden späder ut föroreningsbelastning i högre grad genom att i större omfattning leva i mindre påverkade områden. På de tidigare potatislanden på Långgrundet betar får om somrarna. Två muskel- och talgprover analyserades på dioxiner och plana PCB:er från dessa får (Umeå universitet, ). EU:s livsmedelsgränsvärde för kött från idisslande djur är 3 pg TEQ/g fett. Dioxinhalterna var lägre än gränsvärdet i såväl muskel som talg (1,3-1,8 pg TEQ/g fett). Den dioxinkongen som förknippas med doppningsverksamhet, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF, utgör ca halva dioxinhalten av den totala i fårproverna (talg och muskel) men bara ca 5 % av den halt som baseras på toxicitet (TEQ). De plana PCB:erna utgjorde mellan 15 till 35% av TEQ-värdet. Spridning av förorening från hanteringen av klorfenoler kan alltså antas, men den bedöms inte påverka risken för människors hälsa negativt när man äter kött från djur från området. 8.2 Riskbedömning av miljörisker Landmiljö Växter är inte kända för att påverkas av dioxiner. Lövskogen på delar av skären har höga naturvärden men bedöms inte påverkas av dioxinförekomsten eller av att halterna minskar vid en eventuell sanering. Även evertebrater anses vara relativt toleranta mot dioxinpåverkan, troligen beroende på att de generellt saknar den Ah-receptor som förmedlar en del av dioxiners giftverkan (beskrivet i Ecological risk assessment of dioxins in Australia, 2004). Den stora rörligheten hos fåglar innebär att risken för att exponeras endast eller mycket från riktigt förorenade områden bedöms begränsad och därmed bedöms riskerna för negativ påverkan på fåglar som relativt liten. Trots ovan kan en del av de organismer som lever på sågverksområdet antas vara påverkade av dioxiner. Halterna i jorden överstiger i flera punkter riktvärdet för markmiljö både vid känslig markanvändning och vid mindre känslig markanvändning (250 respektive 2000 ng TEQ/kg TS, dvs. olika stor andel av organismer). Även på Långgrundets brädgård antas organismer påverkas av dioxinföroreningen. Den annorlunda miljön som den höga andelen organiskt material utgör påverkar troligen även i hög grad vilka organismer som kan leva här. 55(83)

56 Även PAH:er bedöms påverka markmiljön negativt på delar av området. Det finns i huvudsak två källor till PAH:er på skären, dels tjära såsom vid Pråmvarvet, dels tillverkning av kol, såsom vid Tannskär. Kolet i sig adsorberar PAH:er mycket hårt och biotillgängligheten från kol är låg. Markmiljön bedöms kunna vara påverkad av PAH:er framförallt vid Pråmvarvet. Skydd av markmiljön styr de platsspecifika riktvärdena för PAH:er. PAH:er förknippas med en ökad risk för cancer. Hos organismer med kort livstid antas andra effekter ha större betydelse och i det avseendet kan större PAH:er vara ett större problem för organismer med lång livstid. PAH:er bryts ner av mer utvecklade organismer och det är därför svårt att mäta belastning direkt på dessa organismer, även om metaboliter kan undersökas. Tyngre PAH:er (H) är relativt ogiftiga för växter, bl.a. p.g.a. begränsat upptag av dessa stora molekyler (Canadian Environment 2010). Lättare PAH:er (L) är mer toxiska, men dessa har i stor grad brutits ner eller lakats ur jorden på Norrbyskär då lång tid gått sedan kol tillverkades på Tannskär. Jorden som används för odling testades map på akuttoxicitet. Jorden var efter justering för ph inte akuttoxisk för vattenloppa. Även maskar lades i jord från odlingsplatsen vari de levde utan uppenbar påverkan. Huruvida maskarna minskade i vikt eller om reproduktionsförmågan förändrades testades inte. Att inga maskar eller andra organismer hittades i jorden när den provtogs kan ha med andra faktorer såsom fuktighetsgrad och surhet att göra Vattenmiljö Snäckor är liksom maskar m.fl. evertebrater och vattenväxter generellt inte speciellt känsliga för dioxinförorening och antas därför inte påverkas i någon högre grad av dioxinförekomsten i sedimenten och vattnet. De kanadensiska riktvärden (ISQG och PEL) som nämnts tidigare innehåller en osäkerhetsfaktor om 10 gånger för dioxiner. Däremot fungerar t.ex. snäckor som en länk mellan sediment och mer utvecklade och känsliga organismer såsom fiskar, däggdjur och fåglar. En viss korrelation mellan dioxinhalter i sediment och snäckor anas. Om det stämmer när ett större antal prover undersöks innebär det att dioxinhalterna i snäckor avtar ganska snabbt med avståndet från sågverksområdet. Kompletterande provtagning av snäckor från Stuguskär ca 150 m tvärs över viken visade mycket riktigt betydligt lägre halter i snäckor än vid Sågviksudden. Högst uppmätt halt i snäckor understiger EU:s miljökvalitetsnorm för dioxiner i biota, som för denna ämnesgrupp omfattar fisk, kräftdjur och blötdjur (EU 2013). Normen kan dock vara hälsobaserad snarare än baserad på skydd av vattenlevande organismer (Livsmedelsverket 2012). I Tannskärsviken togs snäckproverna allra längst in i viken med lågt vattenutbyte och därmed förutsättning har för ansamling av föroreningar. Lokalt, som i nästan avsnörda vikar, kan det innebära att PAH-halterna är höga nog för påverkan på organismer. 8.3 Framtida risker Bedömningen ovan av huruvida föroreningarna på skären utgör en risk för negativ påverkan på människors hälsa eller ej, baseras på dagens användning av marken inom respektive delområde. De flesta delområden som har undersökts är inte bebyggda, förutom sågverksområdet där Lilla Norrbyskär och museet ligger. Områdena där föroreningar undersökts används alltså som arbetsplats, besöksverksamhet och friluftsområde men inte som sommarboende. Eftersom en del människor bor längre tider på skären och i en del avseenden är mer hänvisade till dessa områden än om de bott på motsvarande plats på fastlandet, har markanvändningen satts relativt högt vid beräkning av platsspecifika riktvärden, som är desamma för alla delområden Förändrad markanvändning Riskerna för negativa hälsoeffekter via intag av jord ökar inte om området skulle exploateras eftersom vistelsetiden redan är satt som lång då flera delområden är påverkade av den f.d. sågverksamheten (Sågverksområdet, Långgrundet, Stuguskär mfl). Det är alltså intag av bär och 56(83)

57 grönsaker som skiljer mellan dagens markanvändning och användning av området för fritidsboende. Platsspecifika riktvärden skulle bli något lägre för områden med fritidsboende än de som nu har tagits fram. Detta beror på att människor antas äta en större andel av grönsaker och bär från områden som är förorenade vid boende på platsen än när området används enbart för friluftsliv och arbetsplats. Nu är redan en förhållandevis stor andel bär och grönsaker medräknad i det platsspecifika riktvärdet, men för riktvärden för fritidsboende skulle andelen bli större och riktvärdet för bl.a. dioxiner lägre. Med en lägre andel konsumtion av grönsaker, bär och svamp från området, totalt 7 kg/år för vuxen och äldre barn och ca 5 kg/år för små barn, än beräknat för generella riktvärdena (14,5 respektive 9 kg/år för KM), skulle beräknad dos dioxiner bli acceptabel. Då ska man ha i åtanke att människor beräknas vistas på de delar av skären som är påverkade av sågverksamheten 120 dagar/år, vilket några, men få personer gör. Acceptabla halter beräknas som nämnts tidigare med toxicitetsfaktorer (TEF:ar). De ändringar som gjordes vid WHO:s senaste revidering av TEF (Van den Berg et al 2006) låg mellan 40 till 300 % (sänkningar och höjningar), vilket är betydligt större förändringar än de som skiljer i riktvärden för nuvarande och eventuell framtida markanvändning. Som nämnts tidigare baseras riktvärdena på att en stor andel, 90 %, av de dioxiner vi människor anses kunna exponeras för utan att påverkas negativt, komma från maten vi äter. Utrymmet som lämnas åt exponering från förorenade områden (i riktvärdes-beräkningarna) utgör bara 10 % av den dos vi bedöms tåla. För Stuguskärs brädgård påverkas inte bedömningen om markanvändningen ändras och bebyggs, men markförhållandena lämpar sig inte för bebyggelse. För spånområdet vid Kalmar n innebär fritidsbebyggelse inte heller ett åtgärdsbehov med de halter som har påvisats hittills, även om dioxinhalten var hög i ett samlingsprov. Om fritidshus byggs på spånområdet vid Kalmar n förutsätts att kontroll sker av jorden i den och i närliggande punkter. Samma resonemang gäller för eventuell bebyggelse vid Tannskärsviken. Enligt områdesbestämmelserna som togs fram innan föroreningssituationen var känd, fanns tankar om fritidsboende på västra sidan av Tannskärsviken Tillfälliga skydd Vid sågverksområdet finns idag ett visst skydd mot dioxinförorenad jord med det grus- och jordlager som lagts på förorenad jord och genom att delar av området är inhägnat. Med tiden kommer skyddet att minska och riskerna för negativa effekter att öka om inga åtgärder genomförs Klimatförändringar Klimatförändringar, naturlig landhöjning och andra processer såsom ökad etablering av växtlighet i strandzoner som förändrar landytor, kommer att påverka tillgängligheten av förorenade områden och spridningsförutsättningar de närmaste 100 åren, vilket diskuteras i kapitlet om havsnivåförändringar, kapitel 7.3. De bedömningar som har gjorts ovan torde dock gälla i många år framöver och störst påverkan på bedömningen har de förändringar i markanvändning som kan orsakas av mänsklig aktivitet. I sågverksviken kan förändringar förväntas pga ökad näringshalt i och minskad omsättning av vattnet, dvs. att viken i delar växer igen. Det antas gynna organismer med lägre känslighet för dioxiner. 57(83)

58 8.3.4 Erosion Kajen vid Långgrundets brädgård utgörs av trä och har troligen tyngts ner med sten och grus såsom var vanligt när områden byggdes ut med trärester från t.ex. sågverk. Långgrundets kajer ligger relativt skyddade dels bakom Stuguskär, dels mot fastlandet. De delar av kajerna som ligger under vattenytan torde brytas ner endast långsamt eftersom förhållandena är anaeroba, d.v.s. syrefattiga, och är troligen relativt stabila. Landhöjningen går långsamt i de här områdena vilket minskar risken för plötslig spridning av förorening. De delar av kajerna som kommer ovanför vattenytan bryts ner och utgör bra underlag för växtlighet som i sin tur har en stabiliserande inverkan vilket också minskar risken för plötslig spridning av förorening. Vid Långgrundets brädgård har dioxiner framförallt påträffats i de övre jordlagren med stor andel av organiskt material och endast lägre halter i de underliggande jordlagren. Spridning när trädelar såsmåningom omvandlas bedöms därför inte ske i någon stor omfattning. Vid sanering är det dock viktigt att inte bara ta bort massor utan att också ersätta med nya så att underliggande massor tyngs ner på liknande sätt som förut och inte höjs över vattennivån. Kring f.d. sågverket ser förhållandena annorlunda ut. Tidigare fanns ett trädäck runt sågverksudden som togs bort när förfallet och därmed riskerna för olyckor blev allt större. Stenkistor med kringliggande träramar finns kvar vid delar av udden, och strandkanter med varierande storlek på stenblock och växtlighet på andra delar. Även här bedöms spridningsförutsättningarna inte öka hastigt utan fortgå ungefär som tidigare. 8.4 Sammanfattande riskbedömning När människor vistas ofta och länge på de delar av skären som är förorenade, d.v.s. sågverksområdet och brädgården vid Långgrundet, finns risk för negativa effekter på hälsan, framförallt på lång sikt. Inga halter av dioxiner som innebär akuttoxiska risker har uppmätts i undersökningarna. Dioxinhalter i kött och fisk från området är lägre än EU:s gränsvärden och bedöms inte påverka människors hälsa. Spridning av föroreningar till omgivande vatten är lägre enligt de prover som har tagits än vad som beräknas. Markmiljön bedöms utifrån föroreningsnivåer vara påverkat vid sågverksområdet, Långgrundets brädgård och Pråmvarvet. De landmiljöer som har höga naturvärden på skären, lövskog och eventuellt även insekter, är generellt relativt okänsliga för de föroreningar som påträffats. Det är snarare saneringsåtgärder än föroreningssituationen som antas kunna påverka befintliga naturvärden. Utöver risker som föroreningar, finns fysiska risker med murkna kajer m.m., bland annat längs brädgården på Långgrundet där kajområdet är murket. 8.5 Behov av riskreduktion De områden inom Norrbyskär där behov av riskreduktion kan finnas utifrån framtagna platsspecifika riktvärden och riskbedömningen är följande: Sågverksområdet, område 1, med avseende på dioxin Långgrundets brädgård, område 2 med avseende på dioxin Galvaniseringen, område 7 med avseende på metaller Pråmvarvet, område 8 med avseende på PAH Dessutom har förslag på åtgärder vid Tannskärs spånområde, område 3:3, med avseende på dioxin, tagits fram eftersom några punkter med halter över riktvärden påträffats. Behovet av riskreduktion inom de förorenade områdena är främst kopplat till minskning av risker för hälsoeffekter. Utifrån utförda undersökningar i ytvatten, sediment och vattenlevande 58(83)

59 biota har spridning konstaterats i närområdet av källan men också att spridningen avtar relativt nära källan. Sanering för skydd av hälsa innebär även att risken för spridning minskar. 9 Utredning av åtgärdsalternativ 9.1 Vägledande och grundläggande utgångspunkter för efterbehandling Naturvårdsverket har tagit fram grundläggande utgångspunkter för efterbehandling. Nedan beskrivs lämpligt urval av de aspekter som Naturvårdsverket anser bör vara vägledande vid val av åtgärder och som tas med i åtgärdsutredningen för Norrbyskär: Reducera miljö- och hälsoriskerna så långt det är tekniskt möjligt och ekonomiskt rimligt. Välj åtgärder av engångskaraktär i första hand. Använd bästa tillgängliga teknik utan orimliga kostnader. Hushåll med naturresurser. Markanvändningen bör begränsas så lite som möjligt. Se till att det inte finns risk för återförorening efter åtgärd. Omöjliggör inte ytterligare efterbehandling om föroreningar lämnas kvar. Förutom Naturvårdsverkets grundläggande utgångspunkter ska de kulturhistoriska värdena vid Norrbyskär beaktas. Hänsyn ska även tas till att nuvarande verksamheter ska kunna fortsätta även efter åtgärd, d.v.s. Lilla Norrbyskär ska kunna finnas kvar och museet ska kunna bedriva sin verksamhet. Dessutom ska störningarna för sommarboende på ön vara så små som möjligt. 9.2 Möjliga åtgärdsmetoder Utifrån resultatet av riskbedömningen har åtgärdsbehov konstaterats inom flera delar av Norrbyskär. I åtgärdsutredningen görs en genomgång av de olika typer av efterbehandlingsåtgärder som kan tänkas vara möjliga i detta projekt och en bedömning görs av deras tillämplighet, möjligheter och begränsningar. Denna genomgång återfinns i bilaga 6. Både markförhållanden och föroreningstyperna varierar inom de olika delområdena. Följande föroreningstyper är aktuella inom de olika delområdena och följande markförhållanden har påverkan på vilka metoder som kan användas: Sågverksområdet Dioxin i rivningsmassor. Visst inslag av massor med högt innehåll av organiskt material Långgrundets brädgård Dioxin i massor med högt innehåll av organiskt material (i stort sett rena trä- och spånrester) Tannskärs spånområde Dioxin i massor med högt innehåll av organiskt material (i stort sett rena spånrester) Galvaniseringen Metaller i jord med delvis relativt högt innehåll av organiskt material (mulljord) samt slagg Pråmvarvet PAH i jord med delvis relativt högt innehåll av organiskt material (mulljord) 59(83)

60 Nedan visas en sammanställning av de möjliga åtgärder som identifierats i bilaga 6 och dess tillämpbarhet i detta projekt. Tabell 16. Sammanställning av åtgärdsmetoder och deras tillämplighet i detta projekt. Metod Massor med högt träinnehåll Jordmassor Schaktning och deponering Ej möjligt Kan utföras både på dioxinmetall- och PAH-förorenad jord Schaktning och termisk desorption Schaktning och förbränning Övertäckning Filterbarriär Stabilisering Erbjuds ej i Sverige, men i Europa. Har inte medtagits i kostnadsberäkning då inga kostnader har kunnat erhållas. Kan utföras för både dioxin- och PAH-förorenad jord Möjligt, men risk för sättningar och ev. gasbildning samt kräver restriktioner och underhåll. Endast i de fall dioxinhalterna överstiger farligt avfall Möjligt, men kräver restriktioner och underhåll i vissa fall. Ej lämpligt då barriär krävs längs långa sträckor och funktionen är osäker Kan vara möjligt, krävs dock pilotförsök Kan vara möjligt, krävs dock pilotförsök 9.3 Alternativa metoder inom respektive område För de områden där behov av riskreduktion har konstaterats redovisas i kapitlen nedan en beskrivning av de metoder som bedöms som relevanta för respektive delområde. Eftersom marken inom både sågverksområdet och Långgrundets brädgård innehåller så pass stora mängder organiskt material så kommer en kombination av deponering och förbränning att krävas för massor som schaktas upp från området. Det som kommer att vara styrande för kostnaden kommer att vara hur väl sortering av materialet går att utföra. Så mycket icke organiskt material som möjligt bör sorteras ut för att minimera den mängd som ska förbrännas. Dessutom krävs, för att kunna utföra förbränning på en del avfallsanläggningar, att det organiska materialet är så rent som möjligt från grus, sand och morän Åtgärder vid sågverksområdet Åtgärdsbehov har konstaterats inom sågverksområdet då mycket höga dioxinhalter har påträffats, samt även förhöjda halter av metaller. Det är dock dioxinhalterna som är helt styrande för efterbehandlingsåtgärden. Nedan ges förslag på två åtgärder som endast åtgärdar risken för negativa hälsoeffekter samt två alternativ som även åtgärdar risken för spridning till recipienten. Följande möjliga åtgärder bedöms rimliga att utreda vidare för sågverksområdet: A. Åtgärd med avseende på hälsa. Övertäckning av området med halter över platsspecifika riktvärden. Täckning utförs med 0,7 m jord med syfte att förhindra exponering med avseende på hälsa B. Åtgärd med avseende på hälsa. Urschaktning av översta 0,5 m inom området med halter överstigande platsspecifika riktvärden (röd linje i Figur 30). Återfyllning med 0,7 m rena massor. 60(83)

61 C. Åtgärd med avseende på hälsa. Urschaktning av översta 1 m inom området med halter överstigande platsspecifika riktvärden (schakt till 0,5 m inom rött område och till 1,0 m inom blått område, Figur 30). Återfyllning med rena massor. D. Åtgärd med avseende på hälsa och spridning. Tät täckning motsvarande deponitäckning. E. Åtgärd med avseende på hälsa och spridning. Urschaktning av översta 1 m inom området med halter överstigande platsspecifika riktvärden (schakt till 0,5 m inom rött område och till 1,0 m inom blått område, Figur 30). Tät täckning motsvarande deponitäckning inom det område där halter över PSR lämnas kvar (d.v.s. inom blått område). Återfyllning inom övriga området anpassas till täckningen och kan då komma att variera mellan 0,7-1 m. F. Åtgärd med avseende på hälsa och spridning. Urschaktning av samtliga massor med halter överstigande platsspecifika riktvärden (schakt till 0,5 m inom rött område och till 2,5 m inom blått område, Figur 30). Återfyllning med rena massor. I Tabell 17 anges hur mycket jord respektive dioxin som schaktas för varje åtgärdsalternativ samt hur stor minskning av mängden jord respektive dioxin detta innebär. Figur 30. Utbredning av områden med halter överstigande de platsspecifika riktvärdena vid sågverksområdet. Röd linje avser område där halter överstiger PRS 0-0,5 m och blå linje avser område där halter överstiger PSR >0,5 m. 61(83)