RAPPORT KOMPLETTERANDE MILJÖTEKNISK UNDERSÖKNING AV PAH I MARK, VATTEN OCH SEDIMENT INOM OCH INVID FD HAGELSKJUTBANAN I GYTTORP

Transkript

1 AB Anders Personsgatan 12 SE Göteborg Tel: Fax: RAPPORT KOMPLETTERANDE MILJÖTEKNISK UNDERSÖKNING AV PAH I MARK, VATTEN OCH SEDIMENT INOM OCH INVID FD HAGELSKJUTBANAN I GYTTORP För: Nora Kommun DISTRIBUTION: 5 Kopior - Nora Kommun 3 Kopior - AB AB, Org.nr: , VAT nr: SE , Säte: Stockholm, e-post: info@golder.se Svenska kontor: Göteborg, Stockholm, Uppsala OFFICES ACROSS NORTH AMERICA, SOUTH AMERICA, EUROPE, ASIA, AUSTRALIA

2 Oktober, i SAMMANFATTNING Hagelskjutbanan i Gyttorp har använts från 1936 och fram till Under år 2001 genomförde AB (Golder) en miljöteknisk undersökning, som var fokuserad på förekomst, spridning och risker med bly inom och invid skjutbanan. Golder har nu på uppdrag av Nora kommun genomfört en kompletterande miljöteknisk undersökning m a p polycykliska aromatiska kolväten (PAH) som funnits i de stenkoltjärabaserade bindemedel som använts i lerduvor. Resultaten av den nu genomförda kompletterande undersökningen visar sammanfattningsvis följande: PAH-halterna är höga inom södra delen av skjutbaneområdet där stora mängder lerduvefragment finns i de ytliga marklagren. Halterna av cancerogena PAH överstiger det beräknade hälsoriskbaserade riktvärdet vid mark med litet utnyttjande (MLU) på 6 mg/kg TS inom en ca m 2 stor yta. PAH-halterna sjunker dock snabbt med jorddjupet och vid några dm jorddjup är de i nivå med bakgrundshalterna. Analyser genomförda på krossade prover visar att de klart högsta halterna av och största mängderna av PAH finns i grova lerduveskärvor (>2 mm), men att de organiska ämnena i dessa fraktioner är svårtillgängliga och inte extraheras i konventionella kemiska analyser där proverna inte mals eller krossas. Laktester samt provtagningar och analyser av grundvatten, ytvatten och sjösediment indikerar att PAH och andra i lerduvorna ingående organiska ämnen inte sprids eller sprids i obetydlig omfattning från de ytliga marklagren inom skjutbanan. Uppmätta PAH-halter i växter och daggmask inom området visar att PAH inte tas upp i stor omfattning i växtligheten men kan ackumuleras i jordlevande organismer. PAH-halterna är i analyserade daggmaskar var > 40 ggr högre än i maskar från opåverkad jord. Utifrån genomförda undersökningar, en tänkt framtida användning av området för strövområde och beräkning av olika typer av platsspecifika riktvärden har en fördjupad miljö- och hälsoriskbedömning genomförts. Resultaten visar sammanfattningsvis följande: Det beräknade platsspecifika hälsobaserade riktvärdet för bly och/eller cancerogena PAH vid MLU överskrids inom en stor del av undersökningsområdet (ca m 2 ). Hälsorisker bedöms främst föreligga vid stort intag av svamp och bär som eventuellt växer inom området eller om barn regelbundet vistas på området. Större delen av skjutbaneområdet (ca m 2 ) är så förorenat av bly och/eller PAH att Naturvårdsverkets (NV:s) ekotoxikologiska riktvärden vid mark med litet utnyttjande (MKM) överskrids. Risken för någon form av störning på markekosystemet kan därmed inte uteslutas. Det upptag av bly i växter och PAH i maskar som påvisats kan dessutom utgöra en miljörisk för större djur (t ex rådjur och fåglar) som söker föda inom området.

3 Oktober, ii Riskerna för att läckaget av bly och PAH från skjutbanan orsakar negativ påverkan på akvatisk flora och fauna i Hagbyån och Åsbosjön bedöms som obetydlig idag såväl som i framtiden. Utifrån riskbedömningen kan flera åtgärdsalternativ övervägas. Ett avlägsnande av föroreningarna genom konventionell urschaktning skulle innebära betydande kostnader ( miljoner kr beroende på hur och var massorna omhändertas) och stora ingrepp i naturmarken. En övertäckning med rena jordmassor är billigare (ca 10 miljoner kr) och innebär att hälsoriskerna och till mindre del miljöriskerna minskar. Åtgärden förfular dock området för lång tid. En inhägnad av området kopplat till markanvändningsrestriktioner såsom förbud att förtära svampar och växter bedöms kunna skydda människor och större växtätande djur för exponering. Miljöriskerna för fåglar, växter, mindre djur och mikroorganismer på platsen kvarstår dock. Vi rekommenderar slutligen att övergripande åtgärdsmål, kopplade till den framtida markanvändningen, tas fram inom ramen för en åtgärdsutredning kombinerat med en riskvärdering där kostnaderna för olika åtgärdsalternativ bl a vägs mot miljönyttan i ett större perspektiv. Kompletterande undersökningar och utredningar rörande riskerna av de upptag av bly och PAH som påvisats i växter respektive maskar kan behöva göras innan beslut om lämpliga åtgärder fattas.

4 Oktober, iii INNEHÅLLSFÖRTECKNING AVSNITT SIDA 1.0 BAKGRUND OCH SYFTE ORIENTERING POLYAROMATISKA KOLVÄTEN Föroreningarnas kemiska och fysikaliska egenskaper Miljöeffekter Hälsoeffekter OMRÅDESBESKRIVNING Allmänt Geologiska förhållanden Hydrogeologiska förhållanden RESULTAT AV AKTUELL UNDERSÖKNING Genomförande Lerduvor och lerduveskytte Jord Ytlig jord Spridning till djupare jordlager Fördelning mellan olika jordfraktioner Lakförsök Ytvatten Grundvatten Sediment Bladgrönska och stamved MILJÖ- OCH HÄLSORISKBEDÖMNING Allmänt om Naturvårdsverkets generella riktvärden Hälsoriskbaserade värden Ekotoxbaserade värden för miljöskydd på platsen Ekotoxbaserade värden för miljöskydd i ytvatten Potentiella riskobjekt och exponeringsvägar inom och omkring Gyttorps hagelskjutbana Allmänt Människor som vistas inom området Marklevande djur och växter Vattenlevande djur och växter Dimensionerande föroreningar för riskbedömningen Hälsorisker Platsspecifika riktvärden Hälsoriskbedömning Miljörisker på platsen Miljörisker för ytvatten PAH Bly Sammanvägd riskbedömning och riskklassning... 34

5 Oktober, iv ÅTGÄRDSALTERNATIV Allmänt om risker Avlägsnande av förorenade massor Övertäckning Inhägnad och markanvändningsrestriktion Övrigt REKOMMENDATIONER REFERENSER TABELLER Tabell 1 Fysikaliska egenskaper av olika PAH (vid o C). Tabell 2 Exempel på ekotoxikologiska riktvärden för PAH i jord och ytvatten Tabell 3 Uppgifter om olika humantoxiska rikt- och gränsvärden av olika PAH. Tabell 4 Analysomfattning Tabell 5 Statistiska jämförelsemått av PAH i ytliga jordlager (0-0,1) Tabell 6 Semi-volatila föreningar inkl. PAH Tabell 7 Uppmätta koncentrationer av cancerogena PAH och övriga PAH i fem jordprofiler inom området jämfört med ett referensprov taget utanför skjutbanan Tabell 8 Uppmätta PAH-halter i olika kornstorleksfraktioner Tabell 9 Resultat av lakförsök på ett samlingsjordprov från det översta jordlagret 0-0,1 m samt beräknade fördelningskoefficienter (K d ) Tabell 10 Uppmätta PAH-halter i ytvatten. Tabell 11 Resultat av Ecoscope-provtagningen (halter i µg/l jonbytarmassa) Tabell 12 Uppmätta föroreningshalter i grundvatten Tabell 13 Uppmätta halter av PAH i sedimentprover tagna i Åsbosjön Tabell 14 Uppmätta PAH-halter i biologiska prover Tabell 15 Dimensionerande föroreningar för olika riskobjekt inom och invid skjutbanan. Tabell 16 Beräkning av platsspecifika riktvärden för PAH inom hagelskjutbanan Tabell 17 Jämförelser mellan uppmätta föroreningshalter i jord inom området med beräknade platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden. Tabell 18 Jämförelse mellan uppmätta föroreningshalter i marken inom hagelskjutbanan med NV:s ekotoxikologiska riktvärden för skydd av växter och djur i området vid MLU.

6 Oktober, v FIGURER Figur 1 Figur 2 Figur 3 Figur 4 Figur 5 Figur 6 Figur 7 Figur 8 Exempel på PAH-molekyler med varierande antal bensenringar Flygfoto av Gyttorps hagelskjutbana med omkringliggande områden Illustration av föroreningssituationen avseende PAH Medelfördelningar av enskilda PAH i ytliga stickprover Medelfördelningar av enskilda PAH i ytliga stickprover Exempel på PAH-molekyler med varierande antal bensenringar Illustration av uppmätta föroreningshalter i skjutbaneområdet baserat på platsspecifika riktvärden för hälsorisk Illustration av uppmätta bly och PAH-halter i skjutbaneområdet som överstiger NV:s ekotoxikologiska riktvärde för skydd av växter och djur vid MLU. FLIKAR Flik A Metodbeskrivning BILAGOR Bilaga 1 Bilaga 2 Bilaga 3 Bilaga 4 Bilaga 5 Bilaga 6 Översiktskarta Situationsplan med provtagningspunkter Provtagningsprotokoll MIFO blankett E Kemiska analysresultat Siktprotokoll

7 Oktober, BAKGRUND OCH SYFTE Hagelskjutbanan i Gyttorp har använts från 1936 och fram till 1995 och omfattar en areal av ca. 9 hektar exklusive vattendrag. Under 2001 gav Nora kommun AB (Golder) uppdraget att genomföra en detaljerad undersökning av hagelskjutbana m a p bly. Undersökningarna syftade till att få detaljerad kunskap avseende blyföroreningarna, eventuella läckage, spridningsvägar och vilka risker som förknippas med föroreningarna samt att även bedöma eventuellt åtgärdsbehov. Resultaten av undersökningen presenterades i oktober 2001 och visade sammanfattningsvis följande: Halterna av bly i ytlig mark överskred inom ett område av m 3 de nivåer där hälsorisker inte kan uteslutas om människor regelbundet vistas på platsen. Framförallt gällde detta inom obevuxna ytor, vilka möjliggör exponering genom damning eller intag av jord. Hälsorisker beroende av bly kunde inte heller uteslutas om människor i stor omfattning äter svampar och bär som eventuellt växer på området. Risken för att bly spreds med grundvatten eller genom ytavrinning med betydande negativ påverkan på akvatisk flora och fauna i Hagbyån till följd bedömdes vara obetydlig vid undersökningstillfället såväl som under överskådlig framtid. Inga miljörisker antogs därmed föreligga för vatten- och sedimentlevande organismer med undantag för vissa fåglar som kan få i sig blyhagel via direktintag. Föroreningssituation medförde att negativa effekter på land- och marklevande djur, växter och mikroorganismer inom området inte kunde uteslutas. Det pågående blyläckaget från ytlig mark till underliggande jordlager utgjorde ingen miljörisk i sig, men innebar att volymen blyförorenad jord ökar med tiden. Haltutvecklingen med tiden var svår att beräkna, men sannolikt är den en mycket långsam process. Åtgärdskostnaderna kan således öka med tiden. Utifrån undersökningsresultaten gavs principiella förslag på tänkbara åtgärder innefattande övertäckningsåtgärder, inhägnad, markrestriktioner, urschaktning av förorenade massor och/eller spridningshämmande åtgärder såsom kalkning och filtrering av avrinnande ytvatten från området. För att slutgiltigt fastställa vilka åtgärder som skall vidtas, rekommenderade Golder följande kompletterande utredningar: Fastställande av framtida markanvändning och vilket skyddsvärde flora och fauna har på platsen. Att ta fram övergripande åtgärdsmål för området vid planerad användning.

8 Oktober, Utföra kompletterande undersökningar rörande förekomst och spridningsförhållanden för PAH, som fanns i de stora mängder lerduvor som använts på platsen. Utreda effekter och kostnaderna för olika åtgärdsalternativ inom ramen för en åtgärdsutredning. I juni 2002 fick Golder det fortsatta förtroendet att utföra kompletterande undersökningar m a p PAH i jord, vatten och sediment inom och invid hagelskjutbanan i Gyttorp. Utförda undersökningar som redovisas i föreliggande rapport syftar till att ge detaljerad kunskap avseende förekomst, läckage, spridningsvägar och vilka risker som är förknippade med PAH på platsen. I rapporten lämnas även principiella förslag till åtgärder.

9 Oktober, ORIENTERING POLYAROMATISKA KOLVÄTEN 2.1 Föroreningarnas kemiska och fysikaliska egenskaper Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) är en ämnesgrupp troligen bestående av ca 200 ämnen. Gemensamt för ämnena är att de utgörs av två eller flera sammanhängande bensenringar. De 16 vanligast förekommande PAH:erna är de som svenska riktvärden baserar sig på och som ingår i en standard PAH-analys (US EPAs 16 PAH). PAH-16 har av NV delats upp i två grupper, cancerogena PAH och övriga PAH. I tabell 1 redovisas några viktiga kemiska och fysikaliska egenskaper hos enskilda PAH. De PAH som har skuggats har uppmätts i relativt sett högst halter inom Gyttorps hagelskjutbana. De i tabellen angivna 2R 5R är respektive PAHs antal bensenringar. Data har hämtats från NV rapport 4639 och från Tabell 1. Fysikaliska egenskaper av olika PAH (vid o C). Ämne Kok-pkt Smältpunkt Löslighet K d ( o C) ( o C) (mg/l) (l/kg) Naftalen (2-R) Acenaftalen (2-R) Övriga PAH Acenaften (2-R) Fluoren (3-R) Fenantren (3-R) ,3 240 Antracen (3-R) ,3 630 Fluoranten (3-R) , Pyren (4-R) , Benso(ghi)perylen (6-R) , Cancerogena PAH Benso(a)antracen (4-R) , Krysen (4-R) , Benso(b)fluoranten (5-R) , Benso(k)fluoranten (5-R) , Benso(a)pyren (5-R) , Dibenso(ah)antracen (5-R) , Indeno(123cd)pyren (6-R) , K d : Ämnesspecifik koefficient som beskriver fördelningen av ett ämne mellan jord och vatten, värdena gäller vid 2 % organisk kolhalt och är hämtade ur NV Rapport : Värde saknas Av tabellen framgår sammanfattningsvis följande:

10 Oktober, ) Samtliga PAH föreligger i fast fas vid normala tryck och temperaturer, d v s de utgörs inte av vätskor. För att få dem i vätskefas måste de lösas i olja eller lösningsmedel (exempelvis kreosot). 2) Tvåringade PAH har störst mobilitet (högst vattenlöslighet och lägst K d -värde). 3) Cancerogena PAH är praktiskt taget olösliga i vatten och fastläggs extremt hårt till jordpartiklar (högt K d -värde). 4) De PAH som dominerar inom skjutbaneområdet är 3 6 ringade, som är svårflyktiga och som normalt inte sprids med grundvatten. De är dock biologiskt svårnedbrytbara, d v s halterna i marken reduceras mycket långsamt eller inte alls naturligt. Naftalen Antracen Benso(a)antracen Benso(a)pyren Indeno(123cd)pyren Figur 1. Exempel på PAH-molekyler med varierande antal bensenringar

11 Oktober, Miljöeffekter PAH anses vara giftiga för vissa land- och vattenlevande djur och växter. Flerringade PAH kan, beroende på dess svårnedbrytbarhet, bioackumuleras uppåt i näringskedjor. I tabell 2 sammanfattas några ekotoxikologiska riktvärden för enskilda PAH i jord respektive ytvatten. Data har hämtas från NV rapport 4639 och Tabell 2. Exempel på ekotoxikologiska riktvärden för PAH i jord och ytvatten Ämne Ytvatten (µg/l) Kanadensiska ytvattenkvalitetskriterie Jord (mg/kg TS) NV ekotox-baserat riktvärde vid MLU 1 och MKM 2 Övriga PAH Naftalen (2-R) 1,1 Acenaftalen (2-R) - Acenaften (2-R) 5,8 Fluoren (3-R) 3 Fenantren (3-R) 0,4 Antracen (3-R) 0,01 Fluoranten (3-R) 0,04 Pyren (4-R) 0,03 Benso(ghi)perylen (6-R) - Summa: 40 Cancerogena PAH Benso(a)antracen (4-R) 0,02 Krysen (4-R) - Benso(b)fluoranten (5-R) - Benso(k)fluoranten (5-R) - Benso(a)pyren (5-R) 0,02 Dibenso(ah)antracen (5-R) - Indeno(123cd)pyren (6-R) - 1 MLU: mark med litet utnyttjande 2 MKM: mindre känslig markanvändning Summa: 40 - Värden saknas. De kanadensiska ytvattenkvalitetskriterierna ( är satta så att alla former av akvatiskt liv skyddas (hela det akvatiska ekosystemet) och är baserade på befintliga toxicitetstester mot flera typer av organismer. Naturvårdsverkets (NV) ekotox-baserade riktvärden i jord är baserade på de Holländska ekotox-värdena (interventionsvärden). Av tabellen framgår att de kanadensiska ytvattenkvalitetskriterierna är mycket låga för flerringade PAH, medan kriterierna för de tvåringade, mer spridningsbenägna, PAH: erna är klart högre.

12 Oktober, Hälsoeffekter Långvarig exponering för PAH kan orsaka negativa effekter hos människor. Vissa PAH, som av amerikanska Naturvårdsverket (USEPA) och/eller IARC klassats som troligtvis cancerframkallande, har av Naturvårdsverket klassats som cancerframkallande vid beräkning av riktvärden i mark. Toxiciteten av olika PAH skiljer sig dock relativt kraftigt åt. I tabell 3 sammanfattas uppgifter om ämnenas hälsoeffekter. Uppgifterna har hämtats ur Naturvårdsverkets Rapport 4639 samt från Av tabellen framgår att data om enskilda PAHs toxicitet mot människor är bristfällig och saknas för de flesta. Naturvårdsverket har därför vid beräkning av riktvärden i mark utgått från att alla övriga PAH är pyren eller naftalen samt att alla cancerogena PAH är benso(a)pyren. Det senare innebär att riktvärdet för summa cancerogena PAH blir mycket lågt och att risken för negativa hälsoeffekter sannolikt överskattas. Tabell 3. Uppgifter om olika humantoxiska rikt- och gränsvärden av olika PAH. Ämne TDI Cancer risk, NV Hälsoriskbaserat värde i mg/kg,d mg/kg/d 1) mark vid MLU (mg/kg TS) Övriga PAH Naftalen (2-R) 0,04 Nej Acenaftalen (2-R) - Nej Acenaften (2-R) - Nej Fluoren (3-R) 0,04 Nej Fenantren (3-R) - Nej Antracen (3-R) - Nej Fluoranten (3-R) 0,04 Nej Pyren (4-R) 0,03 Nej Benso(ghi)perylen (6-R) - Nej Summa: 300 Cancerogena PAH Benso(a)antracen (4-R) - - Krysen (4-R) - - Benso(b)fluoranten (5-R) - - Benso(k)fluoranten (5-R) - - Benso(a)pyren (5-R) 0,001 0,00002 Dibenso(ah)antracen (5-R) - - Indeno(123cd)pyren (6-R) - - Summa: 6 1) Integrerad exponering under en hel livslängd (1 extra cancerfall per exponerade individer) - Inga data tillgänglig

13 Oktober, OMRÅDESBESKRIVNING 3.1 Allmänt Hagelskjutbanan i Gyttorp är belägen strax väster om Hagbyån i utkanten av Gyttorps samhälle, ca 5 km väster om Nora (se översiktskarta bilaga 1). Skjutbanan gränsar i väster och söder till Dyno Nobels industriområde, inom vilket sprängämnen m m tillverkats sedan slutet av 1800-talet men där verksamheten under senare år har minskat i omfattning (se figur 2). Väster om Nobels industriområde ligger sjön Vikern. Norr, öster och söder om skjutbanan finns fd. jordbruksmark, skogsmark, en damm som fungerar som en del av avloppssystemet i Gyttorp samt naturmark med inslag av våtmarker i anslutning till Hagbyån. Hagbyån rinner not nordost via Åsbosjön till Norasjön. Det närmaste bostadsområdet ligger ca. 200 meter öster om skjutbanan. avloppsdamm pumpstation Hagbyån Dyno Nobels industriområde fd. hagelskjutbana bostäder fd. skyttepaviljong bostäder Figur 2. Flygfoto av Gyttorps hagelskjutbana med omkringliggande områden Skjutbaneområdets karaktär och vegetation är skiftande och översiktligt kan området beskrivas enligt följande: Väster och söder om dammen är marken sank med stående vatten under delar av året. Växtligheten domineras av gräs och vass (vita områden nära dammen i flygbilden).

14 Oktober, Den centrala delen av skjutbanan karakteriseras av gräs- och slybevuxna ytor samt skog bestående mestadels av lövträd. Lövskogen dominerar området kring den fd. skyttepaviljongen medan gräs och buskvegetationen dominerar österut och norrut. Längre österut mot Hagbyån, vid tillfartsvägen till pumpstationen vid dammen, finns mer granskog som även sträcker sig söder om tillfartsvägen till skyttepaviljongen. På den östra sidan av Hagbyån har skogen till stor del avverkats och består av några enstaka äldre, men främst yngre träd/buskar av både löv- och barrträd. Undersökningsområdet sträcker sig i väster till byggnaderna inom Dyno Nobels industriområde och i söder till Dyno Nobels staket. I norr sträcker sig undersökningsområdet till dammen och knappt 100 meter norrut på dess västra sida. I öster sträcker sig undersökningsområdet till den gamla banvallen. 3.2 Geologiska förhållanden Gyttorps Hagelskjutbana är beläget i ett låglänt parti mellan sjöarna Vikern och Åsbosjön. Skjutbaneområdet är flackt och omgivande markområden i söder, väster (Dyno Nobels industriområde) och sydost (bostadsområde) ligger klart högre i terrängen. Enligt SGUs kombinerade jord- och bergartskarta Aa nr 56 består de naturliga jordarterna i området av finkornigt material såsom mosand och torv. Detta stämmer väl överens med de observationer som gjorts i samband med utförda borrningar. Markområdet direkt öster om skyttepaviljongen är utfylld eller omrört. 3.3 Hydrogeologiska förhållanden Avrinningen via grundvatten och ytvatten sker framförallt under våren vid snösmältningen och på hösten vid höstregnen då marken är mättad med vatten. Den lokala hydrogeologin inom Gyttorps Hagelskjutbana är relativt svårbedömd eftersom människan påverkat de naturliga markförhållandena upprepade gånger. Den generella strömningsriktningen för grund- och ytvatten bedöms vara mot Hagbyån. De faktorer som dock lokalt kan styra områdets hydrogeologi är: Ett äldre täckdikningssystem. En karta daterad 1947 visar ett omfattande täckdikningssystem inom skjutbanan. Ett fungerande täckdikningssystem innebär att den naturliga grundvattenytan sänks och att nederbörd till stor del avleds som ytvatten. Byggnationen av dammen på 1960-talet. Nya dräneringsledningar anlades då under och runt dammen. Sannolikt fick de gamla täckdikningsledningarna i det område som inte berördes av dammen ligga kvar men med en successivt försämrad funktion. Ett dike som kommer från Nobels område i väster och som genomkorsar skjutbaneområdet och mynnar ut i Hagbyån ca 100 m söder om dammen (se bilaga 1). Till diket an-

15 Oktober, sluter dessutom ett antal mindre diken. Dessa förde vid undersökningstillfället en mindre volym vatten, men ger sannolikt tillskott till huvuddiket och Hagbyån under perioder med kraftig nederbörd. Baserat på ovanstående så kan avrinningen från Gyttorps Hagelskjutbana ske via diken, dräneringsledningar, gamla täckdiken och via grundvattnet. Att beräkna en exakt vattenbalans för skjutbanan är på grund av ovanstående faktorer en komplicerad process och inte genomförbar inom ramen för detta projekt. Eftersom den huvudsakliga frågeställningen förbunden med vattenbalansen är hur mycket vattenburna föroreningar som potentiellt kan läcka ut i Hagbyån så har istället följande ansatts: Årsmedelavrinningen har utifrån SMHIs mätningar ansatts till 350 mm/år. Avrinningen beskriver skillnaden mellan nederbörd och evapotranspiration och är alltså ett mått på den mängd vatten som maximalt kan bilda grundvatten. Årsmedelavrinningen används sedan för att i kombination med hagelskjutbanans yta exklusive dammen och Hagbyån räkna ut det maximala grundvattenflödet genom området och ut i Hagbyån. Ytan på det undersökta området är m 2 vilket betyder att det årligen kan infiltrera m 3 vatten. Medelvattenföringen i Hagbyån är 3,6 m 3 /s = 113,5 miljoner m 3 /år (Roine Fransson, Sydkraft, Nora), vilket därmed ger att den genomsnittliga utspädningen i ån är drygt ggr.

16 Oktober, RESULTAT AV AKTUELL UNDERSÖKNING 4.1 Genomförande En kompletterande fältundersökning utfördes inom den fd. skjutbanan i Gyttorp under september Undersökningen innefattade stick- och samlingsprovtagningar av jord med borrbandvagn och med handredskap, stickprovtagning av grundvatten, ytvatten och biologiskt material samt utsättning av passiva provtagare, s. k. ecoscope. Sedimentprover togs från båt vid två platser i Åsbosjön. En metodikbeskrivning av fältarbetet finns beskriven under flik A, med beskrivningar av det genomförda fältarbetet. I bilagorna som bifogas rapporten redovisas en översiktskarta, en situationsplan med provtagningspunkter, en sammanställning av fält- och analysresultat, analysprotokoll från lab samt en ifylld MIFO-blankett (bilaga E). I tabell 4 nedan redovisas analysomfattningen i undersökningen Tabell 4. Analysomfattning Analys PAH-16 SVOC Bly Medium och typ av prov Screening 2) Jord Ytliga stickprover 1 60 st - - Ytliga samlingsprover 3 st 3 st - Stickprover i djupprofiler 20 st 2 st - Siktade fraktioner ur ett samlingsprov 7 st - - Vatten Stickprover i ytvatten 4 st - - Stickprover i grundvatten 5 st 2 st 5 st Ecoscope i ytvatten 4 st 1 st - Sediment Stickprover i 2 djupprofiler 4 st - - Biologiskt material Bladgrönska 1 st - - Stamved 3 st - - Daggmask 3 st - - Laktester med jord Ytligt samlingsprov 2 st 2 st - Stickprov från djupare jord 1 st 1 st - 1 Prover togs vid den föregående undersökningen år 2001 och förvarades frysta sedan dess. 2 Screening analys av semivolatila organiska ämnen med GC-MS.

17 Oktober, Samtliga kemiska analyser har utförts av AL-Control i Skara. Laktester har utförts av SGI i Linköping där lakvätskor sedan har analyserats av AL-Control. Våt och torrsiktningar har utförts av Tellstedt Geoteknik AB och krossning av två siktfraktioner (> 2 mm och 1-2 mm) har utförts av AB. 4.2 Lerduvor och lerduveskytte Källan till PAH i mark inom hagelskjutbanan är de lerduvor som använts vid lerduveskyttet som dominerat verksamheten på platsen under ca 50 år. Lerduvor har kastats ut över skjutbanan med kastmaskiner som varit placerade i torn och mindre byggnader. När lerduvan kastats ut i luften har den antingen träffats av hagel från en skytt stående på någon av skjutplatserna eller missats och sedan landat inom området. Vid båda fallen har duvan gått sönder i mindre bitar. De minsta bitarna skapades antagligen då duvan träffats av många hagel. Då duvor kastats ut i olika riktningar under lång tid över skjutbanan återfinns skärvor och fragment över ett stort område som sträcker sig ca 100 meter ut från respektive skjutplats. Skjutplatserna var belägna vid skyttepaviljongen, samt söder om infartsvägen i sydostlig riktning från skyttepaviljongen. Vidare har s. k. jaktstig bedrivits inom området vilket inneburit att duvor kastats manuellt av en person samtidigt som en annan skjuter. Jaktstigen, som namnet antyder, har bedrivits lite varstans inom skjutbanan. Denna verksamhet har sannolikt varit begränsad i fråga om antalet duvor som spritts ut i förhållande till det vanliga skyttet från skjutplatserna. Lerduvor består huvudsakligen av lera. För att öka duvans hållfasthet har ett bindemedel använts. Allmänt har bindemedlet utgjorts av olika typer av stenkolstjära eller stenkolstjärbeck med relativt högt innehåll av PAH. Baserat på uppgifter från Jan-Åke Bengtsson på Super Star i Herrljunga så genomfördes stora förbättringar vad gäller bindemedlet mellan Super Star har enligt uppgift den dominerande delen av den svenska marknaden när det gäller tillverkning och distribution av lerduvor. I dag används ett stenkolstjärbeck med en mjukpunkt på 120 C vilket betyder att de PAH:er som f n finns i lerduvor är flerringade och trögflytande med liten spridningsrisk i mark och grundvatten som följd. Mängden bindemedel uppgår enligt uppgift till 27 viktprocent av lerduvan som väger ca 100 gram. Förutsatt att stenkolsbecket innehåller 15 % PAH så finns det alltså 0,15 x 0,27 x 100 = 4 g PAH per 100 g lerduva ( mg/kg).

18 Oktober, Jord Ytlig jord För att få en uppfattning om mängden och utbredningen av PAH inom områdets ytliga jordlager (0-0,1 m), har 60 systematiskt tagna stickprover analyserats i ett området av ca m 2. I bilaga 2, situationsplan, redovisas samtliga provpunkter och i bilaga 3, redovisas provtagningsprotokoll. I figur 2 illustreras föroreningssituationen. Där framgår det att PAH halterna i ytlig jord är högst där röda prickar är störst. Figur 3. Illustration av föroreningssituationen avseende PAH Av figuren framgår att halterna varierar kraftigt över området. De högsta halterna har uppmätts inom det område där ytjorden innehåller skärvor och fragment av lerduvor. Området med höga halter återspeglar det område där skärvor iakttagits under fältarbetet samt det området som identifierats utifrån information av var och hur skjutningarna skedde.

19 Oktober, ,00 PAH-16 (mg/kg TS) 100,00 10,00 1,00 Ekotoxvärde Humantoxvärde 0,10 0,01 Provtagningspunkter Figur 4. Uppmätta halter av PAH-16 i jordprover tagna inom skjutbanan. I figur 4 har de 60 stickproverna från ytlig jord sorterats efter halt av PAH-16. Det skall observeras att y-axeln är given i logaritmisk skala. Som jämförvärde redovisas Naturvårdsverkets (NV:s) miljö- och hälsoriskbaserade riktvärden vid mark med litet utnyttjande (MLU) omräknat med hänsyn till att PAH-c i medeltal utgör ca 65 % av PAH-16 i de 60 analyserade proverna. I figuren kan utläsas att PAH-halterna i ca 20 % av proverna överstiger det ekotoxikologiska värdet och att PAH-halterna i ca 30 % av proverna överstiger det hälsoriskbaserade värdet vid MLU. I tabell 5 nedan redovisas statistiska jämförelsemått för PAH angivet i mg/kg TS. Tabell 5. Statistiska jämförelsemått av PAH i ytliga jordlager (0-0,1) PAH Min Median Aritmetiskt medel 90-percentil Max Cancerogena ED 0, Övriga ED 0, PAH-16 ED 1, ED -ej detekterbart Baserat på det aritmetiska medelvärdet av uppmätt PAH i tabell 5 kan den totala mängden PAH-16 som finns i ytjorden (0-0,1 m) inom området grovt uppskattas. till ca. 750 kg. Denna mängd förefaller mycket liten då det enligt uppgift finns ca 4 % PAH i varje lerduva. Under stycket görs en uppskattning av mängden PAH med en annan metod, där uppmätta halter av PAH-16 i större lerduveskärvor också inkluderas.

20 Oktober, I figur 5 nedan redovisas medelfördelningen av enskilda analyserade PAH-16 i de 60 ytliga stickproverna. En statistisk analys av analysresultaten har visat att fördelningen enskilda PAH är relativt lika i de 60 proverna. Analysen visar en andelen cancerogena PAH och övriga är 65 % respektive 35 %. Vidare visar analysen att lerduvorna har en liknade fördelning av PAH vilket i sin tur indikerar att liknande bindemedel (troligtvis beck) använts i lerduvorna som använts på skjutbanan. Naftalen A cenaftylen A cenaften Fluoren Fenantren Antracen Fluoranten Pyren B enso(ghi)perylen B enso(a)antracen Chrysen B enso(b+k)fluoranten B enso(a)pyren Dibenso(a,h)antracen Indeno(1,2,3-cd)pyren 0% 5% 10% 15% 20% 25% Figur 5. Medelfördelningar av enskilda PAH i ytliga stickprover För att undersöka om lerduvornas bindemedel innehåller andra organiska föreningar förutom PAH har tre samlingsprover av ytlig jord analyserats m a p semi-volatila föreningar (screening). Två har tagits i områden med lerduvfragment i marken och ett utan.. I tabell 6 nedan redovisas analysresultaten i mg/kg TS.

21 Oktober, Tabell 6. Semi-volatila föreningar inkl. PAH i ytliga samlingsprover Provpunkt L7 I9 L11 Ämne (0-0,1 m) (0-0,1 m) (0-0,1 m) PAH: er Summa alkylerade naftalener (och bifenyl i L7) Summa alkylerade PAH: er (alkylerad Benso(a)antracen, Fenantren, Pyren och Floranten) Dibensopyrener Alkylerade naftalener Fenylnaftalen - 7,6 - PAH-c (semikvantitativ GC-MS analys, SVOC) PAH-ö (GC-MS analys GC-MS analys, SVOC) PAH-c (GC-MS analys PAH-16) 0, PAH-ö (GC-MS analys PAH-16) < Svavelheterocykliska föreningar Benso-nafto-tiofen Syreheterocykliska föreningar 9H-xanten - 2,2 - Bensoxanten Dibensofuran - 4,1 9 Kväveheterocykliska föreningar Carbasol Dibensotiofen - 3,5 - Difenylamin - 9,2 - Opolära alifatiska kolväten Anmärkning Inga synliga LD LD mycket LD LD - lerduvor i provet; - ej detekterat Utifrån analysresultaten ovan lämnas följande kommentarer: SVOC - analysen visar att det finns andra PAH än PAH-16 i samtliga tre prover. Ett stort antal andra föreningar än PAH-16 finns av tidigare erfarenheter i stenkolstjära. Detta bekräftas här. PAH-16 analyserna på samma prov kan variera mycket (jämför GC-MS PAH och GC-MS SVOC i L11), antagligen beroende på att lerduvfragmenten fördelats ojämnt mellan labbets båda körningar. Svavel-, syre- och kväveheterocykliska föreningar har påträffats i varierande halter. Dessa föreningar är relativt PAH mer vattenlösliga och mer lättnedbrytbara. Toxiciteterna hos dessa föreningar är inte i detalj kända. Det skall tilläggas att dessa ämnen inte detekterats i underliggande jord och grundvatten (se jord S1 0,6-0,8 och S3 0,3-0,4 i tabell 7 samt grundvatten GV 5 i tabell 12.

22 Oktober, Analysen visar att det finn alifatiska kolväten i lerduvorna. Alifater är även de beståndsdelar i stenkolstjära Spridning till djupare jordlager Ur behandlings- och risksynpunkt är det också viktigt att ta reda på om PAH och andra organiska föreningar transporteras neråt i marken. Vid undersökningen noterades att den högsta koncentrationen av lerduvfragment låg 3-5 cm under markytan vilket sannolikt beror på en relativ snabb påväxt av organisk jord inom den gräsbevuxna delen av området. En eventuell spridning av PAH från den ytliga lerduvebemängda jorden undersöktes i fem punkter genom jordprovtagning med borrbandvagn i den översta metern av markprofilen. Provpunkter placerades i områden med varierande mängd lerduvor i den ytliga jorden samt i områden med olika jordarter. I tabell 7 nedan redovisas analysresultaten i mg/kg TS. Tabell 7. Uppmätta koncentrationer av cancerogena PAH och övriga PAH i fem jordprofiler inom området jämfört med ett referensprov taget utanför skjutbanan Provpunkt Jordart PAH-c PAH-ö SVOC-Screening Anmärkning S1 0-0,1 saml. simu (vx) Mycket LD S1 0,1-0,2 simu (vx) LD S1 0,2-0,3 musi S1 0,3-0,4 Si 5,2 2,3 - - S1 0,4-0,6 Si 3,9 3,3 - - S1 0,6-0,8 Si/Le 0,25 0,20 E.D. - S2 0-0,1 Mu (vx) Mycket LD S2 0,2-0,3 simu LD S2 0,4-0,6 Si 0,38 0,4 - - S3 0-0,1 mulesit (vx) 6,3 4,3 - - S3 0,1-0,2 lesit 5,5 4,0 - - S3 0,3-0,4 lesit 0,47 0,30 E.D. - S3 0,6-0,8 lesit <0,2 0, S4 0-0,1 Mu (vx) 0,63 0, S4 0,1-0,2 Mu (vx) 0,25 0, S4 0,2-0,3 musi 0,25 0, S4 0,4-0,6 lesi/si <0,2 <0,3 - - S5 0-0,1 Sit <0,2 0, S5 0,1-0,2 Sit <0,2 <0,3 - - S5 0,2-0,3 Sit <0,2 <0,3 - - S5 0,6-0,8 Sit <0,2 <0,3 - - Ref 1 0-0,03 m 0,064 0, Halter med fet stil överstiger platsspecifikt humantoxvärde. Halter med fet stil och skuggning överstiger ekotoxvärde för MLU och MKM. LD - lerduvfragment, E.D. - ej detekterbart. Le-lera, Si silt, Mu - mull, t torrskorpa, Si - siltskikt

23 Oktober, PAH-halterna är generellt mycket höga i de ytligaste 2 dm i två provpunkter som innehåller lerduvfragment. Därefter minskar halterna betydligt, för att på ca 3-4 dm djup vara i nivå med halterna som uppmättes i referensprovet utanför området. I de prover som analyserats m a p semi-volatila ämnen har inga andra organiska ämnen detekterats. Resultaten indikerar att aktuella organiska ämnen sprider sig extremt långsamt eller inte alls vertikalt i jordlagren Fördelning mellan olika jordfraktioner Ur behandlings- och risksynpunkt är det viktigt att veta i vilken fraktion PAH förekommer. För att utröna om det mesta PAH förekommer som lerduvfragment eller är jämnt spritt i olika kornstorlekar, så analyserades PAH-16 i 7 olika framsiktade kornstorleksfraktioner från <0,074 till >2 i ett samlingsprov innehållande mycket lerduvfragment. De två största fraktionerna (>1 mm) krossades till finfraktion före analys. Resultaten redovisas i tabell 8 där halter anges i mg/kg TS. Tabell 8. Uppmätta PAH-halter i olika kornstorleksfraktioner Fraktion (mm) Andel PAH-c (vikt %) (mg/kg TS) L11 samlingsprov (0-0,1 m) PAH-ö PAH-16 % av total Anmärkning (mg/kg TS) (mg/kg TS) PAH mängd <0,074 42, ,9 brunt finmaterial 0,074-0,125 6, ,3 brunt finmaterial 0,125-0,25 3, ,6 LD och finsand 0,25-0,5 1, ,8 LD och ngr. sandkorn 0,5-1 1, ,6 LD och ngr. sandkorn 1-2 1, ,2 endast LD >2 44, ,6 endast LD Konventionell analys L Av tabellen framgår det att: PAH-halterna stiger med ökande kornstorlek och är högst i de större fraktionerna som till största delen eller enbart består av lerduvfragment. Den absolut största mängden (drygt 90 %) av PAH i samlingsprovet finns i de större fraktionerna (>2 mm). Halten av PAH i de finare fraktionerna är betydligt lägre än i de grövre. Detta kan delvis förklaras av att andra finkorniga material dominerar delproven. Det visar också att lerduvorna inte till stor del sönderdelas till finpartiklar då de träffats av blyhagel

24 Oktober, eller slagit ner i marken. Föroreningar i finfraktionen är de som är mest tillgängliga för att tas upp i växter, för spridning med vatten eller spridas som damm. Vid konventionell analys av prover med lerduvfragment extraheras endast en bråkdel (< 10 %) av mängden PAH ur provet. Ca. 95 % av det siktade fraktionernas totala vikt består av lerduvor. Före siktningen tvättades och rensades provet från biologiska material vilket utgjorde ca. 40 %. Detta ger att provet innehöll ca 57 % lerduvfragment. Utifrån uppgifter från en tillverkare av lerduvor har en halt av PAH i lerduvor med stenkolstjära/beck uppskattats till ca mg/kg TS. Detta antyder att den totala halten PAH i proverna kraftigt underskattas med konventionell kemisk analys där provet skakas i ett lösningsmedel under en viss tid. Även analysen på krossade lerduvor ovan ger en betydligt lägre halt (ca mg/kg TS) vilket indikerar att det även finns PAH där som inte visas i den konventionella analysen. Det senare har visats i SVOC-analyserna av samlingsprov, se tabell 6. Alternativt kan halten av PAH i lerduvor överskattats av tillverkaren. I prov L11 som enligt ovan innehöll 57 % lerduvor, uppmätte den konventionella analysen en PAH-16 halt på 660 mg/kg TS. Antaget halten i lerduva beräknad från uppgifter av tillverkaren så skulle totalmängden vara 57 % av mg/kg TS, alltså mg/kg TS vilket är ca. 35 ggr. halten i den konventionella analysen. Från tidigare beräkning så var medelhalten från 60 konventionella analyser i ytjord 44 mg/kg TS i en jordmängd på ton. Multipliceras medelhalten med 35 fås en total mängd av PAH inom undersökningsområdet på ca 25 ton. Utifrån genomförda undersökningar och uppgifter från lerduvetillverkare uppskattas den totala mängden PAH inom Gyttorps f d hagelskjutbana uppgå till ton. Med konventionella analyser bedöms dock endast en mindre del vara tillgängligt (<1 ton) Lakförsök För att utröna hur mycket PAH och andra organiska ämnen som potentiellt kan lakas ut och transporteras vidare ner i marken har lakningsförsök gjorts. Samtliga lakförsök har utförts i form av standardiserade skakförsök (CEN-test) med destillerat vatten vid L/S = 4 (masskvot vätska/fast fas). Lakförsöken har genomförts på ett stickprov (S1 0,6-0,8 meter under mark) i en provpunkt samt på det översta jordlagret (0-0,1 m) i två samlingsprover från området (I9 och L7). Halterna i jorden och/eller lakvätskorna i prover S1 och L7 var under detektionsgränserna vilket medfört att de inte medtagits i resultatredovisningen. I tabell 9 nedan redovisas resultaten. I tabellen redovisas också en beräknad fördelningskoefficient (K d ), som beskriver förhållandet mellan PAH-halter i jord och lakvatten Kd = l / kg. [ PAH] jord [ PAH] vatten

25 Oktober, Tabell 9. Resultat av lakförsök på ett samlingsjordprov från det översta jordlagret 0-0,1 m samt beräknade fördelningskoefficienter (K d ) Övriga PAH Cancerogena Ämne I9 samling Jordtyp musi (vx) jord/ vatten mg/kg TS / mg/l Naftalen (2-R) ED/0, Acenaftalen (2-R) ED/0, Acenaften (2-R) ED/0, Fluoren (3-R) ED/ED - Fenantren (3-R) 3,3/0, Antracen (3-R) ED/0, Fluoranten (3-R) ED/0, Pyren (4-R) 13/0, Benso(ghi)perylen (6-R) 14/0, Benso(a)antracen (4-R) 130/0, Krysen (4-R) 17/0, Benso(b+k)fluoranten(5-R) 40/0, Benso(a)pyren (5-R) 19/0, Dibenso(ah)antracen (5-R) 7,6/0, Indeno(123cd)pyren (6-R) 13/0, K d (l/kg) ED-ej detekterat. Halter i jord är angivna i mg/kg TS och halter i vatten är angivna i mg/l. Jämförvärden är tagna från NV rapport 4639 och USEPA Toxnet. Av tabellen framgår att framräknade platsspecifika fördelningskoefficienter mellan jord och vatten (Kd) är höga, vilket tyder på att PAH: erna är svårutlakade eller mycket svårurlakade. Detta bekräftas även av de jämförelsevärden som visas längst till höger i tabellen. I lakvätskan från provpunkt S1 och L7 har inga halter över detektionsgränserna på 0,05 μg/l uppmätts. Detta tyder på att de tre till fem ringade PAH som uppmätt i jordproverna är mycket svårurlakade. 4.4 Ytvatten PAH-halter i ytvatten har analyserats i stickprover som tagits uppströms och nedströms i diket som rinner genom området samt uppströms och nedströms skjutbanan i Hagbyån, se bilaga 2 Y1 till Y4. Både ofiltrerade och filtrerade prover analyserades nedströms i diket för att se om partikelbunden föroreningstransport förekommer. I tabell 10 nedan redovisas resultaten.

26 Oktober, Tabell 10. Uppmätta PAH-halter i ytvatten. Plats/medium PAH-c (µg/l) PAH-ö (µg/l) Y1; Diket nedströms <0,12 <0,18 Y1; Dikets nedströms, filtrerat <0,12 <0,18 Y2; Diket uppströms <0,12 <0,18 Y3; Hagbyån nedströms <0,12 <0,18 Y4; Hagbyån uppströms <0,12 <0,18 Halterna av samtliga enskilda PAH-16 understiger detektionsgränsen (<0,02 µg/l) i utförda analyser. Det går således inte att påvisa att något läckage av PAH från området till diket och Hagbyån sker. Ytvattenprovtagning har även genomförts med passiva provtagare, så kallade Ecoscope som exponerats för ytvatten på samma platser som ytvatten provtagits. Ecoscopen satt i vattnet under 3 veckor. Provtagning ger en relativ indikation, dvs endast skillnaden mellan uppströms och nedströmsprov i ett gemensamt vattendrag har utvärderats. I tabell 12 nedan redovisas resultaten av PAH och SVOC analyser som utförts på Ecoscopens jonbytarmassor. Endast de ämnen som detekterats i analyserna har medtagits i tabellen. Tabell 11. Resultat av Ecoscope-provtagningen (halter i µg/l jonbytarmassa) Provpunkt E1 diket E2 diket uppströms E3 Hagbyån E4 Hagbyån Blankprov Analys nedströms nedströms uppströms Fenantren (3-R), PAH-ö Antracen (3-R), PAH-ö 17 <10 <10 <10 <10 Fluorantren (3-R), PAH-ö 22 <10 <10 <10 <10 Fluoren (3-R), PAH-ö 12 <10 <10 <10 <10 Pyren (4-R), PAH-ö 17 <10 <10 <10 <10 Alkylerade naftalener (2-R) spår <10 Alkylerade fenantrener (3-R) <10 Summa ftalater Trifenylfosfat <10 Halter angivna i ng/ml lösningsmedel. Endast de ämnen som detekterats är medtagna i tabellen. För att ett prov skall anses skilja sig från ett annat, krävs att skillnaden i uppmätt Ecoscopehalt uppgår till en faktor 2. Av resultaten framgår att: Ytvattendiket som mynnar i Hagbyån har ett påvisbart PAH-tillskott inom skjutbanan. Tillskottet är dock inte påvisbart i ecoscopet i åns nedströmspunkt.

27 Oktober, Ecoscopen har kontaminerats av Ftalater som är en vanligt förekommande mjukgörare i plast. Halterna kan komma från flaskan som provtagarna förvaras i eller från laboratoriets hantering. Fenantren har uppmätts i samtliga prover inkl. laboratoriets blankprov vilket indikerar att en extern kontaminering kan ha skett. Ingen förklaring har kunnat lämnas av laboratoriet. Fenantrenhalten nedströms i diket är med tvekan representativ då den överstiger de andra halterna med en faktor Grundvatten Rör för grundvattenprovtagning installerades på fem platser inom skjutbaneområdet (se bilaga 2, GV 2 till GV 6 för placeringar). Vid installationen lades stor möda med att inte föra ner ytlig och förorenad jord ner i de djupare jordlagren. Samtliga grundvattenprover analyserades m a p PAH och bly. Två av grundvattenproverna analyserade också m a p SVOC. Metallprov för blyanalys filtrerades i fält. I tabell 12 redovisas resultaten. Tabell 12. Uppmätta föroreningshalter i grundvatten Provpunkt GV 2 GV 3 GV 4 GV 5 GV 6 Riktvärde 1 Analys (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) (μg/l) ph mätt i fält 7,2 7,4 7,6 7,4 7,0 Fluoranten <0,02 <0,5 <0,02 <0,5 0,03 - Pyren <0,02 <0,5 <0,02 <0,5 0,03 - Krysen <0,02 <0,5 <0,02 <0,5 0,02 - Benso(b)fluoranten <0,02 <0,5 <0,02 <0,5 0,02 - PAH-c <0,12 <1,5 <0,12 <1,5 0,09 0,2 PAH-ö <0,18 <2,25 <0,18 <2,25 0,13 10 Pb 1,1 40 3,6 <0,1 4,1 10 Summa ftalater Opolära alifatiska < kolväten 1 NV-Rapport Holländskt Intervetionsvärde för förorenat grundvatten. I tabellen ovan har jämförelser gjorts mot svenska och Holländska riktvärden. Det skall noteras att dessa är framtagna för att skydda grundvatten som används som en dricksvattenresurs. Grundvattenanalyserna visar sammanfattningsvis följande: Låga halter eller halter under detektionsgränserna av PAH har uppmätts i samtliga 5 grundvattenprover. I provpunkt 6, där grundvattenytan var belägen strax under markytan detekterades spår av 3 till 5 ringade PAH. Det kan därmed inte uteslutas att en viss del av detekterade PAH utgörs av partiklar.

28 Oktober, Halterna av bly var låga eller mycket låga i fyra prover men tydligt förhöjt i provpunkt GV 3. I provpunkt GV 3 uppmättes halter av opolära alifatiska kolväten överstigande jämförvärdet med en faktor fem. Det är inte möjligt inom ramen för denna undersökning att exakt förklara förekomsten av dessa kolväten. En möjlighet är att petroleumkolväten infiltrerat från ett lokalt spill på den närbelägna vägen. 4.6 Sediment För att undersöka om PAH ackumuleras i Åsbosjöns sedimenten, som ligger ca 1 km nedströms, har prover på sediment från två provpunkter i sjön. analyserats Provpunkt Sed 1 placerades i djuphålan mitt i sjön och Sed 2 i grundare vatten vid Hagbyåns utlopp. I tabell 13 redovisas de uppmätta halterna. Tabell 13. Uppmätta halter av PAH i sedimentprover tagna i Åsbosjön (i mg/kg TS). Provpunkt Sed 1 Sed 1 Sed 2 Sed 2 Jämförvärden Analys 0-0,03 m 0,10-0,13 m 0-0,03 m 0,10-0,13 m Summa PAH 1,0 0,78 0,87 1,7 0, ,3-3 halter i opåverkade sjöar i Viskans avrinningsområde ( AB 2000) 2 Median halt i Mälaren och saltsjön i Stockholm Av tabellen framgår att PAH-halterna i Åsbosjöns sediment är jämförbara med halter i opåverkade svenska sjöars sediment. 4.7 Bladgrönska och stamved Ur risksynpunkt är det även viktigt att utröna om det sker ett upptag av PAH i växter som dels kan påverkas direkt, dels medverka till exponering av PAH för växtätande djur. Halter av PAH analyserades därför i prover på stamved och blad från björk och al inom skjutabaneområdet. Två prover på marklevande djur (daggmask) grävdes fram vid provpunkt L11 och vid provpunkt H7. Vid båda provpunkter fanns masken ca 0,15 meter under marken i den del som innehöll mycket lerduvfragment. I tabell 14 redovisas resultaten. Observera att provtagning av stamved och bladgrönska skett på samma träd.

29 Oktober, Tabell 14. Uppmätta PAH-halter i biologiska prover Ämne Provpunkt L10 K12 K12 Ref H7 L11 Ref stamved stamved blad stamved mask mask mask Art al björk björk björk daggmask daggmask daggmask Övriga PAH mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg mg/kg mg/kg Naftalen (2-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 0,10 <0,1 <0,1 Acenaftalen (2-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 Acenaften (2-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 0,2 <0,1 <0,1 Fluoren (3-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 0,19 0,10 <0,1 Fenantren (3-R) 0,13 <0,1 <0,1 <0,1 1,6 0,46 <0,1 Antracen (3-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 0,35 0,11 <0,1 Fluoranten (3-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 4,1 1,1 <0,1 Pyren (4-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 3,3 0,89 <0,1 Benso(ghi)perylen (6-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 2,0 0,37 <0,1 PAH-ö 0,13 <0,45 <0,45 <0,45 11,9 3,2 <0,45 Cancerogena PAH Benso(a)antracen (4-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 3,5 0,84 <0,1 Krysen (4-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 4,3 1,1 <0,1 Benso(b+k)fluoranten(5-R) <0,2 <0,2 <0,1 <0,2 6,3 1,4 <0,2 Benso(a)pyren (5-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 3,7 0,79 <0,1 Dibenso(ah)antracen (5-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 0,98 0,22 <0,1 Indeno(123cd)pyren (6-R) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 2,1 0,42 <0,1 PAH-c <0,35 <0,35 <0,30 <0,35 20,9 4,8 <0,35 Av tabellen framgår att upptaget av PAH i analyserade växter inom hagelskjutbanan i regel inte är påvisbart. På grund av dåligt utbyte i laboratorieanalysen har laboratoriet dock angivit relativt höga detektionsgränser. I daggmask som lever bland lerduvfragmenten vid provpunkt H7 och L11 har mycket höga halter av PAH uppmätts i förhållande till referensmasken.

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