Riskbedömning och översiktlig åtgärdsutredning för Hannäs f.d. Sågverksområde, Kils kommun

Transkript

1 Kemakta AR Riskbedömning och översiktlig åtgärdsutredning för Hannäs f.d. Sågverksområde, Kils kommun Del av huvudstudie Celia Jones och Håkan Yesilova Box 12655, Stockholm Telefon: , Telefax: , Internet:

2 2

3 Sammanfattning Kemakta Konsult har på uppdrag av Kils kommun genomfört miljötekniska markundersökningar samt en riskbedömning och översiktlig åtgärdsutredning för f.d. Hannäs sågverk, Kils kommun. Området är beläget på en udde. På östra sidan ligger Nedre Fryken och på västra sidan Norsälven, som dränerar Nedre Fryken och ligger i Göta älvs huvudavrinningsområde. Sågverksamhet har bedrivits på området från 1870-talet. Under 1950-talet fram till 1977 bedrevs verksamheten på den sydöstra delen av Hannäs udde. Doppning av virke förekom mellan åren 1956 och 1977 och inom sågverksområdet har doppning med klorfenol baserat medel förekommit på fyra platser. Klorfenoler och dioxiner, som förekommer som en biprodukt i doppningsmedlet är miljö- och hälsoskadliga ämnen. Bark och spån tippades under många år invid stranden till Norsälven i områdets sydvästra del. Enligt uppgift har slam från doppningsbassängerna även deponerats i tippen på området. Idag är byggnaderna på sågverksområdet rivna. Två magasinbyggnader finns kvar på den f.d. brädgården. Södra delen av udden används till hästverksamhet. En tidigare undersökning och en riskklassning av området enligt Naturvårdsverkets metodik för inventering av förorenade områden (MIFO) resulterade i att området bedömdes tillhöra riskklass 2. Tidigare undersökningar visade höga klorfenolhalter i grundvattnet och förekomst av klorfenoler i marken. Denna rapport utgör en delrapportering inom en så kallad huvudstudie. Innehållet i rapportens olika kapitel följer de anvisningar som ges i Naturvårdsverkets kvalitetsmanual. Resultaten av tidigare och nu genomförda undersökningar samt den resulterande riskbedömningen redovisas. Behov av riskreducerande åtgärder diskuteras och rapporten innehåller även en översiktlig diskussion om möjliga åtgärder av de förorenade områdena. Rapporten avslutas med en diskussion om de slutsatser som framkommit under arbetet och behov av ytterligare undersökningar. Resultaten av undersökningarna visar att halterna av dioxiner och klorfenoler i marken och grundvattnet på området är något förhöjda, men är lägre än halterna som har påvisats på flera andra sågverksområden i Sverige. Inom brädgården påträffades inga dioxinhalter som överskrider bakgrundshalten och inga klorfenoler i detekterbara halter. I sågverksområdet finns förhöjda halter dioxiner och klorfenoler i två delområden; området där såghuset/råsorteringen (samt doppningskar 1) låg och området där torkhuset (samt doppningskar 2 och 4) låg. Grundvatten i norra delen av såghusområdet har höga halter av klorfenoler. Förhöjda halter klorfenoler och dioxiner påträffades i deponin. De högsta dioxinhalterna uppmättes i bark och spån i deponins djupare skikt. För att bedöma vilket behov som finns för att reducera de risker som föroreningarna utgör för människor och miljön har platsspecifika riktvärden beräknats. Ett riktvärde anger den föroreningshalt i marken under vilken det inte förväntas uppstå några negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser. De platsspecifika riktvärdena för området tar hänsyn till skydd av människors hälsa, markmiljön, grundvattnet samt recipienterna Nedre Fryken och Norsälven. Platsspecifika riktvärden beräknats utifrån den nuvarande markanvändningen; hästverksamheten som bedrivs utomhus och rekreation, samt utifrån alternativa framtida markanvändningar; bostäder, utökad hästverksamhet (med stall och andra byggnader), samt industriell verksamhet. 3

4 Riskbedömningen visar att det finns ett begränsat behov av åtgärder på deponin och delar av sågområdet med hänsyn till hälsorisker från dioxiner och klorfenoler. I sågverksområdet överskrider dioxinhalterna hälsoriskbaserade riktvärden för bostäder inom begränsade delar av området och medelhalten av dioxiner ligger under det hälsoriskbaserade riktvärdet. Halterna av klorfenoler överskrider det hälsoriskbaserade riktvärdet för bostäder endast i en punkt som ligger i såghusområdet. Denna punkt undersöktes Medelhalten av klorfenoler ligger under hälsoriskbaserade riktvärden för övriga markanvändningar. I deponin överskrider medelhalten av dioxiner hälsoriskbaserade riktvärden för hästverksamhet och rekreation, men halterna i deponin varierar och riktvärdena överskrids i endast 30 % av proverna. Spridning av föroreningar från området sker i måttlig utsträckning. En uppskattning av områdets belastning i dagsläget av dioxin på Nedre Fryken har uppskattats ligga inom intervallet 0,06-0,3 mg TEQ/år (TEQ toxiska ekvivalenter). Direkta risker för det akvatiska ekosystemet i Nedre Fryken och Norsälven bedöms vara liten på grund av den stora utspädning som sker vid läckage av grundvatten till recipienterna, men eftersom dioxiner inte bryts ned och kan ackumuleras i biologiskt material är det motiverat att minska utsläppen så långt det är rimligt. Det finns risker för spridning av föroreningar till den lokala vattentäkten och hälsorisker kan uppkomma vid användning av täkten som dricksvatten. Det kan i princip även finnas risker för spridning till grundvattenförekomsten Nedre Fryken Klarälven, men eftersom Hannäs ligger på utkanten av grundvattenförekomsten, kommer en signifikant utspädning ske av föroreningarna vid en spridning av grundvatten från området till grundvattenmagasinet. Därför bedöms hälsorisk vid spridning till grundvattenförekomsten vara liten. Det genomförda arbetet visar att det finns ett begränsat behov att genomföra åtgärder inom sågverksområdet för att minska hälsoriskerna för det fall att marken används för bostäder eller hästverksamhet. Endast en mindre del av området behöver åtgärdas. I föreliggande undersökning har inte föroreningar kunnat avgränsas helt och det är möjligt att områdena som behöver åtgärdas kan begränsas ytterligare. Vid användning av marken för industri eller som grönområde, finns inget åtgärdsbehov för att minska hälsoriskerna. Vad gäller hälsorisker finns ett måttligt behov av att genomföra åtgärder i deponin vid användning som grönområde eller för hästverksamhet, då cirka 20 % respektive 30 % av massorna har föroreningshalter som överskrider de hälsoriskbaserade riktvärdena för dioxiner. Omfattningen av åtgärderna är dock osäker, eftersom det inte är möjligt att göra en exakt bedömning av vilka massor i deponin som har föroreningshalter som medför åtgärdsbehov, och var i deponin dessa massor ligger (det är möjligt att massor med höga dioxinhalter finns i botten av deponin). Åtgärder i deponin bör övervägas vid utveckling av sågverksområdet och brädgården, exempelvis för bostäder, eller utökad hästverksamhet. Eftersom deponin ligger i närheten av dessa områden, kan människors vistelsetid på deponin kan öka, till exempel vid användning för lek och fritid. Även andra risker med deponin bör beaktas exempelvis risk för brand. Åtgärder inom deponin och sågverksområdet bör framförallt övervägas med hänsyn till riskerna för spridning av persistenta föroreningar till ytvatten och sediment där ackumulation kan ske på sikt, vilket bör undvikas. De genomförda undersökningarna indikerar att det inte finns något åtgärdsbehov för brädgården. 4

5 De åtgärder som skisserats som lämpliga för sågverksområdet inbegriper urschaktning och omhändertagande av förorenade massor i en deponi som uppfyller kraven i avfallsförordningen. För spån- och barktippen har urschaktning och förbränning av de förorenade massorna studerats, eftersom halten organiskt material i spån och bark är för högt för omhändertagande på en deponi. Föroreningshalterna som observerats i föreliggande undersökning indikerar att massorna inte behöver omhändertas som farligt avfall. Endast en översiktlig uppskattning av kostnaderna för åtgärder kan göras på grund av osäkerheter vad gäller volymer av förorenade massor samt oklarheten över vilka anläggningar som tar emot dessa massor för förbränning eller deponering. Kostnader för transport och omhändertagande varierar mycket mellan olika anläggningar. En lokal lösning, särskilt med hänsyn till förbränning av massorna från deponin, vore fördelaktig, och kan reducera kostnaderna jämfört med uppskattningar som har gjorts i denna rapport. För sågverksområdet uppskattas åtgärdskostnaderna att ligga mellan 1 till 2,5 miljoner kronor vid sanering till platsspecifika riktvärden för industri, och mellan 3 till 8 miljoner kronor vid sanering till platsspecifika riktvärden för bostäder. För deponin uppskattas kostnaderna för sanering till platsspecifika riktvärdena för hästverksamhet eller rekreation till mellan 21till 97 miljoner kronor. Kostnaderna för bortschaktning och förbränning av hela deponin uppskattas ligger mellan 57 och 267 miljoner kronor. Övervakad naturlig nedbrytning av klorfenoler i grundvatten på sågverksområdet föreslås. Provtagnings- och analystätheten på området har varit begränsat varför uppskattningarna om föroreningsutbredningen är osäker, framförallt vad gäller föroreningar i djupet i deponin och i plan för sågverksområdet. Kompletterande provtagning behövs för att minska osäkerheterna. Inom brädgården var provtätheten mycket låg, och kompletterande provtagning behövs för att försäkra att inga åtgärder är nödvändiga. Förslag ges i rapporten avseende kompletterande arbeten för Hannäsområdet. 5

6 6

7 Innehållsförteckning SAMMANFATTNING UPPDRAG OCH SYFTE BESTÄLLARE BAKGRUND OMFATTNING OCH SYFTE OMRÅDESBESKRIVNING LÄGE OCH ÄGARFÖRHÅLLANDEN MARKENS NUVARANDE OCH FRAMTIDA ANVÄNDNING RECIPIENT SKYDDSOBJEKT OCH VATTENINTRESSEN TOPOGRAFI OCH GEOLOGISK UPPBYGGNAD HYDROGEOLOGISKA FÖRHÅLLANDEN HISTORISK REDOGÖRELSE OMRÅDETS INDUSTRIHISTORIA Industriella processer och hanterade ämnen AVFALLSHANTERING DAG- OCH SPILLVATTENLEDNINGAR UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR OCH UTREDNINGAR Jord- och grundvattenprovtagning, MIFO-klassning, Länsstyrelsen i Värmlands län, UNDERSÖKNINGAR Inventering, platsbesök och provtagningsplan Utförda fältarbeten Utförda kemiska analyser FÖRORENINGSSITUATIONEN BAKGRUNDSHALTER FÖRORENINGAR I JORD Dioxiner Kongensammansättning KLORFENOLER OLJEKOLVÄTEN OCH PAH-FÖRENINGAR FÖRORENINGAR I GRUNDVATTEN FÖRORENINGAR I SEDIMENT FÖRORENINGAR I YTVATTEN FÖRORENINGSMÄNGDER OCH FÖRORENADE VOLYMER Avgränsning av föroreningar RISKBEDÖMNING PROBLEMBESKRIVNING Förslag till övergripande åtgärdsmål Konceptuell modell för området Föroreningskällor Föroreningarnas egenskaper Spridnings- och exponeringsvägar Skyddsobjekt, skyddsvärde och känslighet ANVÄNDA BEDÖMNINGSGRUNDER VID RISKBEDÖMNING Platsspecifika riktvärden för jord med Naturvårdsverkets modell Riktvärden för sediment

8 6.2.3 Jämförelsekriterier för grundvatten FÖRORENINGSSPRIDNING OCH BELASTNING Infiltration och grundvattenflöden Läckageberäkningar Jämförelsekriterier för belastning spridning HÄLSORISKER Hälsorisker vid vistelse inom markområdet Hälsorisker vid spridning till grundvatten Hälsorisker vid kontakt med ytvatten och sediment MILJÖRISKER Miljörisker inom markområdet Miljörisker vid spridning till recipienter Risker vid spridning till grundvatten SAMMANFATTANDE RISKBEDÖMNING Behov av riskreduktion och åtgärder Osäkerheter ÖVERSIKTLIG ÅTGÄRDSUTREDNING OCH BEDÖMNING AV MÅLUPPFYLLELSE FÖRUTSÄTTNINGAR FÖR ÅTGÄRDSUTREDNINGEN KLASSNING AV UPPGRÄVDA FÖRORENADE MASSOR MÖJLIGA ÅTGÄRDSMETODER In situ åtgärder Uppgrävning av förorenad jord för omhändertagande FÖRESLAGNA ÅTGÄRDSMETODER Urschaktning Deponering av förorenad jord Förbränning av förorenade massor Övertäckning STUDERADE ÅTGÄRDSALTERNATIV Nollalternativet Åtgärder för deponin Åtgärder för sågverksområdet BEDÖMD RISKREDUKTION I RELATION TILL ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL KOSTNADER FÖR OLIKA ÅTGÄRDSALTERNATIV Förutsättningar för kostnadsskattningar Nollalternativet Deponin Sågverksområdet Uppskattade kostnader ÅTGÄRDER FÖR GRUNDVATTEN Översikt av metoder för behandling av pentaklorfenolförorenat grundvatten Övervakning av transport och nedbrytning av klorfenoler i grundvatten SLUTSATSER DISKUSSION Föroreningssituationen Riskbedömning, åtgärdsbehov och åtgärder Osäkerheter FÖRSLAG TILL VIDARE ARBETEN REFERENSER Bilaga 1 Bilaga 2 Bilaga 3 Bilaga 4 Bilaga 5 Bilaga 6 Historisk karta och utdrag ur provtagningsplanen Fältprotokoll Kemiska analyser i jord, grundvatten, ytvatten och sediment Originalprotokoll kemiska analyser ALS Underlag för riskbedömning föroreningars egenskaper Utdrag ur modell för platsspecifika riktvärden 8

9 1 Uppdrag och syfte 1.1 Beställare Kemakta Konsult har på uppdrag av Kils kommun, Tekniska förvaltningen genomfört markmiljötekniska undersökningar samt en fördjupad riskbedömning och en översiktlig åtgärdsutredning för förorenad mark vid Hannäs f.d. sågverksområde på fastigheten Norra Hannäs 1:43 i Kils kommun. Föreliggande rapport utgör delar av en huvudstudie för området enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual för användning och hantering av bidrag till efterbehandling och sanering (Utgåva 4, 2008). Arbetet utförs inom ramen för det nationella miljömålet Giftfri miljö och genomförs delvis med statliga medel från Naturvårdsverket som administreras via länsstyrelserna till kommunerna. 1.2 Bakgrund På Hannäs udde har sågverksamhet bedrivits sedan 1870-talet. Under 1950-talet fram till 1977 bedrevs verksamheten på den sydöstra delen av udden. Verksamheten bestod av barkning, sägning och hyvling. Doppning av virke förekom mellan åren 1956 och 1977 och inom sågverksområdet har doppning med klorfenol baserat medel förekommit på fyra platser. Både klorfenoler och dioxiner, som förekommer som en biprodukt i doppningsmedlet, är miljö- och hälsoskadliga ämnen. Bark och spån tippades under många år innanför stranden till Norsälven i området sydvästra del. Enligt uppgift har slam från doppningsbassängerna även deponerats i tippen. Tidigare undersökningar har visat höga klorfenolhalter i grundvatten och förekomsten av klorfenoler i mark. Idag är byggnaderna på sågverksområdet rivna, (två magasinbyggnader finns kvar på det f.d. brädgården). Södra delen av udden används till hästverksamhet, och anläggning av en rakbana och rundbana har gjorts. Utveckling av hästverksamheten planeras. 1.3 Omfattning och syfte Syftet med uppdraget är att med hjälp av undersökningar och utredningar klargöra miljö- och hälsoriskerna i dagsläget och på sikt med klorfenoler och dioxiner från doppningsverksamheten inom Hannäs f.d. sågverksområde samt bedöma om det finns ett åtgärdsbehov för att undvika skador på hälsa och miljö. Arbetet utförs och redovisas enligt Naturvårdsverkets riktlinjer och kvalitetsmanual fram t.o.m. momentet åtgärdsutredning, som har utförts på en översiktlig nivå. Sammanfattningsvis omfattar uppdraget följande delmoment: Undersökning (provtagning, analyser och försök) Karakterisering och avgränsning av föroreningar i detalj i djup- och sidled. Riskbedömning inklusive framtagning av platsspecifika riktvärden och bedömning av saneringsbehov Översiktlig bedömning av lämpliga saneringsförslag. Rapporten har granskats av Mark Elert och Michael Pettersson, Kemakta Konsult. 9

10 2 Områdesbeskrivning 2.1 Läge och ägarförhållanden Det aktuella området där den f.d. doppningsverksamheten bedrevs är beläget på fastigheten Norra Hannäs 1:43 i Kils kommun. Området ligger på en udde, med sjön Fryken på östra sidan och Norsälven på västra sidan, se figur 2-1. Fastigheten ägs av kommunen. Tre hästföreningar har träffat avtal om användning/utveckling av området. En del av deponin ligger på en angränsande fastighet, (Södra Hannäs 1:46) som är privatägd. 2.2 Markens nuvarande och framtida användning Alla sågverksbyggnaderna förutom två magasinbyggnader har rivits, och idag är marken täckt av grus, och ställvis asfalt. Hästverksamheten bedrivs på området, huvudsakligen på det f.d. brädgården, där en rundbana, en körplan och en rakbana har anlagts. Utveckling av hästverksamheten planeras, med 50 hästboxar och en ny ridbana. I dagsläget vistas inga hästar permanent på området och inga stallbyggnader finns. Det har även funnits kontor och andra verksamheter i byggnader norr om sågområdet, på den smala delen av udden. I dagsläget finns ingen verksamhet i byggnaderna. Hannäsudden ligger i ett område klassat som riksintresse för turism och friluftsliv. 2.3 Recipient Recipient för ytvatten och grundvatten från området är Nedre Fryken på östra sidan av udden och Norsälven på västra sidan (Norsälven avvattnar Nedre Fryken). Norsälven rinner in i Vänern vid Åsfjorden. Flödesdata i Norsälven vid mynningen av nedre Fryken (vid vägbron, något nedströms området; koordinater X , Y ) visas i Tabell 2-1. Flödestypen klassas som Qs; reglerad vattenföring där påverkan på MHQ och högre vattenföringsvärden bedöms vara liten. Tabell 2-1 Flödesdata i Norsälven (MQ = medelvattenföring, MHQ = medelhögvattenföring) (SMHI referens) Mynning Nedre Fryken Avrinningsområdet MQ medelvattenföring MHQ Medelhög vattenföring km 2 m 3 /s m 3 /s ,

11 Figur 2-1 Översikt över området och aktuella fastigheter. Undersökningsområdet är inringat. 11

12 2.4 Skyddsobjekt och vattenintressen Fryksdalen är av riksintresse för rörligt friluftsliv enligt 4 kap. 2 miljöbalken. Området omfattar Nedre Fryken och Norsälven vid utloppet från Nedre Fryken (se Figur 2-2) och är med hänsyn till de natur- och kulturvärden som finns i områdena i sin helhet av riksintresse. Inom området skall turismens och friluftslivets intressen särskilt beaktas vid fysisk planering. Nedströms Hannäs, utanför Kils kommun, rinner Norsälven genom områden av riksintresse för rörligt friluftsliv och kulturmiljövård. Flera områden vid Norsälven har påpekats vara av intresse för naturvård med hänsyn till sumpskogar och strandskog (Vattenplanen, Karlstad, 2003). Inga brunnar på området finns i SGU:s brunnsarkiv. Däremot finns en lokal vattentäkt, och en grävd brunn finns strax norr om platsen där en f.d. dieseltapp har funnits på området. Brunnen har provtagits. Figur 2-2 Lokalisering av riksintressen för rörligt friluftsliv (streckat svart) och kulturmiljövård (streckat rött). Från Undersökningsområdet ligger ungefär i mitten av kartan. Hannäsudden ligger inom vattenförekomsten Nedre Fryken Klarälven grundvatten (VISS, 2011). Typen av grundvattenmagasin är en sand- och grusförekomst, med ovanligt goda uttagsmöjligheter. Enligt VISS; den geometriska noggrannheten på magasinets avgränsning är översiktlig och baserad på regionala hydrogeologiska kartor eller annat översiktligt material. Grundvattenförekomsten ligger kring södra delen av Nedre Fryken i isälvsediment, sand och grus. Generellt stämmer inte jordarterna på Hannäsudden med jordarterna inom grundvattenförekomsten. Enligt jordartskartan (SGU, 2010) är jordarterna på Hannäsudden lera-silt, med morän längst ute på udden, 12

13 och med fyllning på området. Därför ligger mycket av området utanför grundvattenförekomsten. På östra stranden av sågverksområdet förekommer sandiga jordarter, som kan vara utkanten av sand- och grus sedimentformationer med grundvattenförekomsten. 2.5 Topografi och geologisk uppbyggnad Nivån inom undersökningsområdet varierar mellan +62 och +74 i Rikets Höjdsystem 2000, RH Marknivån sluttar från en höjdrygg som går i nord-syd riktning (ungefär vid vägen mellan brädgården och sågområdet) ner mot nedre Fryken i öster och mot Norsälven i väster, se Figur 2-1. De markundersökningar som gjorts visar att inom större delar av området består markens översta lager av sandig/grusig fyllnadsmaterial som överlagrar torrskorpelera. En mycket fast sandig morän ligger under leran, generellt vid ett djup av 1,5-2,5 m under markytan. I sågområdet (särskilt runt såghuset och justeringsverk och eventuellt vid platsen för doppningskar 4) finns byggnadsrester i marken. Dessa kan vara rivningsmaterial (tegel, betong mm.) men även husgrund och betonggolv och konstruktioner kan finnas. Dagvatten/processvattenledningar finns förmodligen kvar i marken. Utloppet från ledningarna kan ses vid strandkanten, och ledningar är markerade på äldre kartor. Undersökning av ledningssystemet ingick inte i denna studie. I vissa delar av deponin finns silt/gyttja under bark och spån i deponin, vilket indikerar att delar deponin kan vara utfylld på älvsediment. Dock har det inte varit möjligt att gräva till botten av deponin vid alla provpunkter. 2.6 Hydrogeologiska förhållanden Ytan på de tre delområden på Hannäs visas i Tabell 3-1. Den effektiva nederbörden för regionen, d.v.s. nederbörden minskad med avdunstningen, är ca mm/år (SGU, 2001). Under förutsättning att all effektiva nederbörden bildar grundvatten, ger detta en grundvattenbildning inom de tre delområdena på: Tabell 2-2 Uppskattad grundvattenbildning i olika delområden Delområde Yta Grundvattenbildning (m 3 /år), min Grundvattenbildning (m 3 /år), max Antagen utspädningsfaktor i ytvattenrecipient Sågverk Brädgården Deponi Totalt Då täta lerlager påträffas relativt ytligt ner i markprofilen i vissa delar av området (ca 0,5 m djup) är det troligt att en stor del av nettoinfiltrationen rinner av området genom ytlig avrinning på eller i de mer permeabla ytliga lagren, eller i de diken som finns i brädgården, speciellt vid kraftig nederbörd eller vid snösmältning. Uppmätta grundvattennivåer visas i Figur

14 GV23 BrunnGV2 GV5 GV9 GV GV35 GV GV Figur 2-3 Grundvattennivåer på området, Inget grundvattenrör finns söder om GV19, och en justering av grundvatten nivåer söder om området har gjorts i figuren. Utförda undersökningar på området visar att grundvattenytan inom området ligger ca 2,4-3,7 meter under markytan med undantag för deponiområdet där grundvattennivå i GV35 låg 5,7 m under markytan. Vid grävning av provgropar i deponin observerades grundvatten vid ca 4 m i några provgropar. Avrinningen från sågområdet området sker mot öster i riktning mot Nedre Fryken. Baserat på mätningarna av nivån i grundvattenrör och vattennivå i Nedre Fryken uppskattades gradienten till mellan 3 och 4.5 %, baserat på mätningarna och upp till 5 % baserat på mätningarna Avrinning från brädgården och deponin sker mot väster i riktning mor Norsälven. Baserat på mätningar uppskattas gradienten i brädgården till mellan % och i deponin ca 2.5 % Diken dränerar den södra och västra delen av brädgården, dock är det oklart vilket flöde finns i diken. Det finns en lokalvattentäkt i nordöstra delen av området, med en brunn som ligger intill det f.d. dieseltappstället. Avrinnande grundvatten späds ut i Nedre Fryken och i Norsälven, och Nedre Fryken dräneras av Norsälven. Eftersom avrinningsområdet uppströms området och flödet i 14

15 Norsälven är stor, har blandning av grundvattenavrinning i Nedre Fryken och Norsälven inte antagits vara homogent. Blandning av avrinnande grundvatten med vatten i älven kommer att ske huvudsakligen längst områdets västra strand, och inte i huvudfåran. Därför har utspädning av avrinnande grundvatten i endast en del av flödet i Norsälven antagits, 10 % av flödet, antagits. Den beräknade utspädningsfaktor visas Tabell 2-2 för varje delområde och för hela området. En utspädningsfaktor av 5700 har beräknats för grundvatten från sågområdet och brädgården. 15

16 3 Historisk redogörelse Den historiska redogörelsen i detta avsnitt är baserad på en sammanställning av Länsstyrelsen i Värmlands län redovisat i MIFO-blanketterna för området (Länsstyrelsen i Värmlands län, 2000). 3.1 Områdets industrihistoria Sågverksamheten vid Hannäs sågverk i Kils kommun startade på 1870-talet och sågverket var beläget på uddens norra del. Verksamheten flyttades senare till södra delen av udden. Sågverksbyggnaderna (råsortering, justerverk, sågverk, barkningsanläggning, torkanläggning och 4 st magasin) uppfördes under åren 1956 till Doppning av sågat virke förekom mellan åren 1956 och Verksamheten bestod av barkning, sågning och hyvling. Som mest var produktionen ca m 3. I 1974 doppades ca m 3 virke. Doppning skedde i månaderna maj-oktober. En ny panna och nya torkar installerades runt En historisk karta, med olika byggnader och kulvert mm finns i bilaga 1. En översikt över byggnader och verksamheter på området finns i Figur 3-1. Tre delområden visas i kartan, sågområdet, brädgård och deponiområden. Ytan på dessa tre delområden visas i Tabell 3-1. Tabell 3-1 Ytan på tre delområden på Hannäs f.d. sågverk Delområde Ytan (m 2 ) Sågverk Brädgården Deponi

17 Figur 3-1 Översikt över byggnader och verksamheter under perioden

18 Efter nedläggning av sågverket, bedrevs pelletsproduktion i såghuset ( ) Industriella processer och hanterade ämnen Inom sågverksområdet har doppning förekommit på 4 platser. Doppningsplatserna visas i Figur 3-1. Doppningskar 1: Doppning av brädorna direkt efter sågning och innan sortering inne i sågverket mellan 1956 och ca Plankorna doppades i ett kar/balja och transporterades på ett band. Stora mängder doppningsvätska följde med plankorna och droppade på grusytan. Spån som ramlade av virke efter doppning sopades bort. Karet tömdes på slam och doppningsmedel två gånger om året; inför semestern och vid slutet av doppningssäsong. Doppningsmedel tömdes direkt på golvet. En dagvattenbrunn fanns bredvid platsen för doppningskaret, på andra sidan väggen på råsorteringen. Ett hål gjordes i väggen för att kunna tömma karet. Även en del spån/slam från karet kan ha tömdes på detta sätt, men spån och slam som fanns kvar i karet kördes till tippen. Doppningskar 2: Doppning i stålkar utanför råsorteringen mellan 1967 och Karet var uppställt på grusad yta utanför/mitt emot infarten till plankbrädgården. Doppat virke kördes direkt ut till brädgården och dropp av doppningsmedel från virkespaket var vanligt. Doppningskar 3: Doppning i stålkar strax invid plankbrädgården från 1973 till 1974 (temporär uppställning). Detta doppningskar var en tillfällig lösning i avvaktan på att doppningskar 4 skulle bli klar. Doppningskar 4: Doppning på iordningställd platta med pumpgrop mellan ca och ca Karet rymde ca 21 m 3, och var placerat i ett betongkar som var anslutet till en pumpgrop som rymde ca 33 m 3. I anslutning till doppningskaret fanns en betongplatta med rullbalkar för avrinning av det doppade virkespaket. Virkespaketen transporterades från sågen med truck och dropp av doppningsmedel på marken från virkesbuntarna var vanligt. Enligt uppgift i MIFO-undersökningen användes 1974 doppningsmedel Servarex teknisk, vilket bestod av tetraklorfenol (natriumsalt) 47 vikt %, 2,4,5-triklorfenol (natriumsalt) 8 vikt % och pentaklorfenol (natriumsalt) 7 vikt %. Preparatet Servarex teknisk godkändes först 1973, och därför kan en annan typ av preparat ha använts tidigare. Brädgården På brädgården förvarades virke i större dimensioner på den övre brädgården och tunnare virke på den nedre brädgården. Dropp av doppningsmedel från virke som transporterades till brädgården förekom, särskilt vid ingången till brädgården från vägen. Brädgården sprutades varje år med hormoslyr, en herbicid med fenoxisyror som verksamma ämnen, antingen 2,4,5-T eller en blandning av 2,4,5-T och 2,4-D, beroende på preparat. Dieseltapp Det har funnits två dieseltapp inom området; dieseltapp 1 som ligger norr om sågverket, ganska nära brunnen, och dieseltapp 2 som ligger söder om området. 18

19 3.2 Avfallshantering Bark tippades först längs strandkanten mot Norsälven. Sedan använde man området söder om brädgården som barkdeponi. Barkdeponin fanns delvis på fastigheten Södra Hannäs 1:46. Den ungefärlig utbredning av barkdeponin visas i Figur 3-2. Deponin är upp till 5 m djup, och har en brant slänt mot Norsälven. Barkdeponier vid sågverk är ofta kontaminerad med klorfenoler och dioxiner. Det har varit vanligt att spån och bark användes för att torka upp dropp av doppningsmedel från behandlat virke, och även deponering av spån som samlas i doppningskaren kan ha skett. Vid Hannäs tömdes doppningskaret på doppningsvätskan och bottenslammet minst en gång om året, ofta två gånger om året kördes slammet från doppningskaret till barktippen. Från 1970 deponerades slammet i trälådor på barktippen, och dessförinnan sannolikt direkt på barkdeponin. Trälådorna deponerades intill vägen in på tippen. Efter 1974 avlägsnades bottenslammet med slamsugning för vidare transport till förbränning av Reci Industri AB. Det finns uppgifter från 1974 (MIFO blankett B) att överbliven doppningsvätska tappades på plåtfat. Sönderröstade plåtfat finns nedanför deponislänten vid Norsälvens strand. Även direkt deponering i Norsälven har skett, se flygfoton från 1971 i Figur 3-2. En brand i deponin inträffade i början av 1960-talet. Vid släckningsarbetet grävdes i barkdeponin. Barkdeponin täcktes över med ca 0,5 m lera/morän efter branden. 19

20 Figur 3-2 Flygfoto från 1971 (överst) och 1973 (under), som visar utbredning av barkdeponin. 20

21 3.3 Dag- och spillvattenledningar Dag- och spillvattenledningar fanns på området under sågverkets verksamhetsperiod (se Bilaga 1, figur B-1). En dagvattenledning har funnits utanför justeringsverket, och doppningskar 1 har tömts i närheten (genom ett hål som togs upp i väggen). Även spill och dropp från behandlat virke kan ha samlats upp av ledningen. Flera ledningar finns kvar i marken, och utloppet från en dagvattenledning syns i strandkanten, öster om sågverksområdet. I dagsläget går ett antal diken som dränerar södra och östra delen av brädgården. Ledningar och diken omfattades inte av föreliggande undersökningen. 21

22 4 Utförda undersökningar I detta kapitel redovisas omfattningen av utförda fältarbeten och kemiska analyser i såväl tidigare undersökningar på området som undersökningar inom föreliggande studie. Föroreningssituationen från dessa undersökningar redovisas i kapitel Tidigare undersökningar och utredningar Jord- och grundvattenprovtagning, 2002 År 2002 genomfördes en markmiljötekniska undersökning på Hannäs såg. Markprov togs genom skruvborrning på åtta platser (Hannäs1 Hannäs 10) huvudsakligen i områdena där doppningskaren och dieseltapp 1 fanns. Fem jordprov analyserades med avseende på klorfenoler och tre jordprov analyserades med avseende på dioxiner. I en borrpunkt (Hannäs5, vid doppningskar 1) installerades ett grundvattenrör och analys av grundvattenprov från detta rör gjordes med avseende på klorfenoler. Ett grundvattenprov från brunnen analyserades med avseende på klorfenoler och oljekolväten (alifater och aromater). Undersökningar genomförda under 2002 redovisas i Swedpower, (2002) MIFO-klassning, Länsstyrelsen i Värmlands län, 2005 En redogörelse av områdets tidigare verksamhet samt en områdes- och omgivningsbeskrivning och administrativa data har sammanställts av Länsstyrelsen i Värmlands län i MIFO-blankett A och B ( ). Baserade på sammanställda uppgifter och undersökningen 2002, klassades området som riskklass 2 enligt MIFO-fas Undersökningar Inventering, platsbesök och provtagningsplan Ett inledande platsbesök inför framtagandet av en slutlig version av provtagningsplanen gjordes Information om området från detta fältbesök tillsammans med en studie av erhållet material om tidigare undersökningar låg sedan till grund för framtagandet av en provtagningsplan. I bilaga 1 återfinns ett utdrag ur Kemaktas provtagningsplaner för Hannäs där provtagningspunkternas primära syfte och provtagningsmetod finns angivna. Vissa modifieringar av provtagningen gjordes under fältarbetet. Analyser gjordes i två omgångar. I den första analysomgången valdes prover för att undersöka föroreningshalter i närheten av potentiella föroreningskällor, för att få en uppfattning av föroreningshalter i olika typer av material (exempelvis) fyllnadsmaterial, lera, bark och spån), och för att få en uppfattning om föroreningsnivån i olika delområden. Kompletterande analyser gjordes för att avgränsa påträffade föroreningar i djupled och plan Utförda fältarbeten Fältarbetet har utförts enligt de rekommendationer som finns i Naturvårdsverkets rapport 4311, Miljötekniska markundersökningar del 2 samt SGF fälthandbok, Miljötekniska undersökningar 1:2004. Arbetet har utförts av personal som har rätt kompetens och lång erfarenhet av miljötekniska fältundersökningar. Observationer gjorda i samband med fältundersökningarna har dokumenterats i fältprotokoll inkluderande okulär klassificering av jordart, eventuella lukt- och synintryck, övriga 22

23 observationer på platsen av relevans för att tydliggöra föroreningssituationen, tillsammans med förteckning av tagna prover, provtagningsdjup, placering m.m., se bilaga 2. Observera att justering av provtagningsplanen skedde i fält med avseende på fältförhållanden och tillkommande uppgifter om läget för delar av verksamheten. Fältarbetet har omfattat provtagning av jord, grundvatten, ytvatten, sediment samt i en omfattning som ges i tabell 4-1. Installation av grundvattenrör gjordes Jordprovtagning gjordes i perioden till och grundvattenprov togs Sediment och ytvattenprov samt ytterligare ett grundvattenprov togs I figur 4-1 visas provpunktsläget för samtliga provpunkter och medium. Där så var möjligt inmättes punkterna med Nätverks RTK i SWEREF 99 TM. Tabell 4-1 Omfattning på genomfört fältarbetet 2010 Moment Antal Jordprovtagning Skruvborrning 36 Provgropar 8 Grundvattenprovtagning Etablering och provtagning nya rör* 8 Provtagning brunn 1 Ytvattenprovtagning Vattenprovtagning 2 Sedimentprovtagning Ytliga prov, sediment i strandkanten 2 Sedimentkärnor med Willnerprovtagare 3 *dessa rör är installerade i skruvborrade hål där jordprovtagning gjorts. 23

24 Figur 4-1 Provpunktskarta över undersökningsområdet med provpunkter tagna inom föreliggande studie samt tidigare undersökningar. Kartan visar endast provpunkter där prov som har analyserats är tagna. 24

25 4.2.3 Utförda kemiska analyser De kemiska analyserna har utförts av ALS Scandinavia AB som är ett av SWEDAC ackrediterat laboratorium enligt den internationella standarden SS-EN ISO/IEC 17025, och därmed även ISO Jordproverna har i huvudsak analyserats främst med avseende på dioxin och klorfenoler. Då uppgifter fanns om att en två dieseltapp har funnits på området, samt att oljespill kan ha skett, gjordes även ett fåtal analyser med avseende på oljeförorening (alifater, aromater och PAH-föreningar). Då ph-värdet är av vikt för utvärderingen av eventuell spridning av klorfenoler analyserades även detta på ett antal jordprov. Grundvattnet analyserades främst med avseende på dioxin och klorfenoler. Grundvattenrören som ligger i närheten av de f.d. dieseltapp har även analyserats med avseende på olja (alifater, aromater och PAH-föreningar). Två grundvattenprov analyserades även med avseende på fenoxisyror, för att kontrollera förekomsten av verksamma ämnen i hormoslyr i grundvattnet. Fenoxisyror bryter ned i mark under aeroba förhållanden, därför analyserades inga jordprov med avseende på dessa föreningar. Ytvatten som provtogs på båda sidorna av udden analyserades med avseende på dioxin och klorfenoler. Samtliga grund- och ytvattenprov uttogs ofiltrerade inför analys. Sedimentprover analyserades med avseende på dioxiner. Eftersom halten av organiskt material är viktig för halten dioxiner i sediment har glödförlust mättes i dessa prov. Ett sedimentprov analyserades med avseende på klorerade bekämpningsmedel, eftersom dessa ämnen ofta har använts i samband med sjölagring av timme. Även oljekolväten (alifater, aromater och PAH-föreningar) analyserades i detta prov. Den totala analysomfattningen ges i tabell 4-2. Tabell 4-2 Antalet genomförda kemiska analyser av olika medium inom föreliggande studie Analys Jord Grundvatten Ytvatten Sediment Dioxin Klorfenol Olja, PAH Fenoxisyror 2 Klorerade bekämpningsmedel 1 Glödförlust 4 ph 4 25

26 5 Föroreningssituationen I detta kapitel redovisas en sammanställning av erhållna resultat från såväl tidigare undersökningar som undersökningar genomförda inom föreliggande studie. Resultat presenteras för samtliga provtagna medier, jord, grundvatten, ytvatten och sediment. En grov uppskattning av totala förorenade volymer och föroreningsmängder inom området presenteras också. En sammanställning av samtliga analysresultat från föreliggande och tidigare studier återfinns i bilaga 3. Analysprotokollen för genomförda analyser inom föreliggande studie återfinns i bilaga Bakgrundshalter Dioxiner och klorfenoler är antropogena ämnen som endast i mycket begränsad utsträckning finns naturligt i miljön. På grund av utsläpp vid exempelvis förbränning finns en diffus bakgrundsbelastning av dioxin. Det saknas bra bakgrundhalter för dioxiner. I en studie från EU rapporteras halter i intervallet <1 30 ng TEQ/kg TS (EU, 1999) i jord. I Sverige har en 90-percentil av bakgrundshalten bedömts ligga på ca 10 ng TEQ/kg TS (Naturvårdsverket, 1997). I en referensprovpunkt (GW 19), som ligger strax söder om området var dioxinhalten i jord 2,6 ng TEQ/kg Ts och halten av alla dioxinkongener i grundvatten låg under rapporteringsgränsen. Även halten av alla klorfenoler i grundvatten var under rapporteringsgränsen i denna provpunkt. Halter av dioxin i sediment i Sverige rapporteras inom spannet ng TEQ/kg TS (EU, 1999). 5.2 Föroreningar i jord Dioxiner Dioxinhalter rapporteras som både som halt av enskilda kongener i ng/kg Ts och som toxiska ekvivalenter (TEQ) vilket innebär att halter av enskilda kongener (dioxinföreningar) viktas beroende på toxiska de är i jämförelse med den mest toxiska kongenen, 2,3,7,8-TCDD (se bilaga 5). Analysresultaten redovisas på två sätt; ett där en summering görs av halter för kongener över rapporteringsgräns och ett där summeringen av halter även görs för kongener under rapporteringsgränsen (detektionsgränsens värde används). Dessa två summeringar anges som lowerbound eller upperbound när halter anges. Uppmätta dioxinhalter i jord visas på en karta över området i Figur 5-1. Figuren visar maximalt uppmätt halt i varje provpunkt. I tabell 5-1 redovisas statistik över uppmätta dioxinhalter i jorden i området baserat på halter uppmätta inom såväl föreliggande som tidigare undersökningar. 26

27 Figur 5-1 Dioxinhalter i jord. Figuren visar maximum halt i varje provpunkt. 27

28 Tabell 5-1 Statistik över uppmätta dioxinhalter i jord analyserade inom föreliggande och tidigare studier. Värden i gult överskrider generellt riktvärde för KM, värden i orange överskrider MKM och rött överskrider 5 MKM. Dioxin (ng TEQ/kg TS) (summa WHO-PCDD/F-TEQ upperbound) Sågområdet Brädgården Deponin antal max medel 11, min 1, ,7 90- percentil 15, percentil 4, ,75 50-percentil 3, ,95 Klassning utgående från generella riktvärden >KM 20 >MKM 200 >5*MKM Brädgården Halterna dioxiner i jordprov från brädgården ligger vid bakgrundshalten. Vissa av proverna som analyserades var samlingsprover från flera provpunkter, och skiktet som analyserades var ytskiktet av den gamla fyllningen. Ny fyllning, som överlagrar gammal fyllning, har inte analyserats. Sågområdet Även många av proverna från sågområdet ligger omkring bakgrundshalten; 17 prover av totalt 20 analyserade prov har dioxinhalter under 5 ng TEQ/kg. Av proverna med förhöjda dioxinhalter, ligger halten i två prov under Naturvårdsverkets generell riktvärde för känslig markanvändning (KM), och två prov ligger under Naturvårdsverkets generell riktvärde för mindre känslig markanvändning (MKM) (se Figur 5-2). Provet med den högsta halten, 120 ng TEQ/kg, togs nedströms läget för doppningskar 4, där torkhuset låg (SKR 13). Endast ytskiktet (0-0,6 m) var förorenad, eftersom halten i skikt 0,6-1,0 m var i samman nivå som bakgrundsvärdet. Provet med näst högsta halten, 43 mg TEQ/kg togs utanför råsortering, där dropp från doppade virke förekom, enligt uppgift från tidigare anställda. De andra två prover med förhöjda halter, både med halter 12 ng TEQ/kg, togs i Swedpowers undersökning där doppningskar 2 låg och doppningskar 4 låg. I denna undersökning, inga av proverna som togs där doppningskar 1 låg (SKR 4, GV2, GV5) visade förhöjda dioxinhalter. Däremot är marken i området där såghus låg mycket störd, och det finns byggrester eller rivningsavfall i marken. Det är troligt att mark som kan ha förorenats genom tömning av doppningskaret har schaktats bort vid rivning av såghuset. 28

29 Figur 5-2 Dioxinhalter i jord i sågområdet, jämfört med generella riktvärden för KM och MKM. Deponin Uppmätta dioxinhalter i deponin varierade mellan provpunkter och även med djupet inom en provpunkt. I prov PG37 och PG 50 analyserades flera skikt och i många av provpunkterna analyserades samlingsprov från flera skikt (GV 35, SKR 91, SKR 92, TG 33, PG 36, PG 38 och PG 51). I norra delen av deponin var dioxinhalter generellt lägre än i södra delen av deponin. Även provet på östra sidan av nuvarande vägen till området hade låga dioxinhalter (PG 51). Två av de uppmätta halterna överskrider MKM-riktvärdet (se Figur 5-3). I ett prov, som togs i botten av provgrop PG37, var halten (2300 ng TEQ/kg) över 10 gånger högre än MKM riktvärdet. Provpunkt PG37 ligger nära vägen in till deponiområdet (se flygfoto i Figur 5-1), och uppgifter finns att slam från doppningskaren deponerades i anslutning till vägen. Provpunkter SKR92 och SKR91, som låg vid ingången till deponins norra del (se utbredning av deponin, 1967), har dock låga dioxinhalter. Bottenskiktet i PG 50, som hade en dioxinhalt av 200 ng TEQ/kg i skikt 2,8-3,3 m, analyserades för att kontrollera om bottenskiktet av deponin generellt hade höga halter, men detta var inte fallet. Det är möjligt att höga halter kan finnas i botten av PG 36, där halten i samlingsprovet var 260 ng TEQ/kg Ts. I deponin ligger medelvärdet av uppmätta dioxinhalterna över riktvärdet för MKM. Mer än hälften av analyserade prover har dock dioxinhalter som ligger under riktvärdet för KM. 29

30 Figur 5-3 Dioxinhalter i deponin jämfört med riktvärden för KM och MKM 30

31 5.2.2 Kongensammansättning I Figur 5-4 visas kongensammansättningen i samtliga jordprov med dioxinhalter över rapporteringsgränsen (kongensammansättningen är bidraget av varje analyserat kongen till den totala halten analyserade dioxiner och furaner). Figuren är baserad på dioxinhalter i ng/kg Ts och inte på halterna som TEQ. Generellt utgör oktaklorodibensodioxin den största andelen i de flesta prov, och 1,2,3,4,6,7,8-hepta CDD bidrar till den totala dioxinhalten. Generellt är bidraget av PCDF mindre än bidraget av PCDD. Figur 5-5 visar kongensammansättningen för fem olika klorfenolbaserade träskyddspreparat. Kongensammansättningen i de flesta jordprov från Hannäs liknar kongensammansättningen i Servarex preparat. I några prov ser sammansättningen annorlunda ut. I prover SKR 1 0,6-1,0 och SKR 49 0,3-1,0 beror detta på att dioxinhalterna var mycket låga och därför ligger halten av många kongener under rapporteringsgränsen, vilket har en stor påverkan på den beräknade kongensammansättningen. I prov PG50 2,8-3,3 liknar kongensammansättningen i Ky-5 och Witophen-N. Dock i ett annat prov från samma provpunkt (PG 50 0,1-2,8) visas den typiska Servarex kongensammansättningen. 31

32 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% 32 oktaklordibensofuran 1,2,3,4,7,8,9 heptacdf 1,2,3,4,6,7,8 heptacdf 2,3,4,6,7,8 hexacdf 1,2,3,7,8,9 hexacdf 1,2,3,6,7,8 hexacdf 1,2,3,4,7,8 hexacdf 2,3,4,7,8 pentacdf 1,2,3,7,8 pentacdf 2,3,7,8 tetracdf oktaklordibensodioxin 1,2,3,4,6,7,8 heptacdd 1,2,3,7,8,9 hexacdd 1,2,3,6,7,8 hexacdd 1,2,3,4,7,8 hexacdd 1,2,3,7,8 pentacdd 2,3,7,8 tetracdd SKR28 0 0,7 + SKR29 0 0,8 SKR78 0,03 0,7 GV ,3 + 0,3 0,8 GV5 0,5 1,0 SKR82 0 0,5 GV19 0 0,3 GV14 0 0,6 PG37 0,4 0,9 PG51 0,2 4,2 SKR13 0,6 1,0 SKR1 0,6 1,0 SKR26 0 0,8 + SKR27 0 0,7 SKR4 0 0,5 + 0,5 1,0 SKR6 1,5 2,0 GV9 0 0,4 + 0,4 1,0 SKR11 0,03 0,6 GV48 0 0,6 SKR49 0,3 1,0 GV5 1 1,5 PG34 0,2 1,2 SKR91 0,5 1,0; 1,0 1,5; 1,5 2,0 PG37 0,9 2,0 SKR92 1,0 2,4 GV35 0,5 1,0 + 1,5 2,0 + 2,5 3,0 + 3,5 4,0 PG33 0,2 3,1 PG50 3,3 3,8 SKR77 0 0,7 + 0,7 1,0 PG38 0,1 3,5 PG50 1,8 2,8 SKR13 0 0,6 PG50 2,8 3,3 PG36 0,1 4,0 PGG37 3,3 4,1 Figur 5-4 Kongensammansättning i jordprover

33 Figur 5-5 Kongensammansättning för olika klorfenolbaserade träskyddspreparat (data från Sundqvist m.fl., 2010) 5.3 Klorfenoler Halter av summa klorfenoler i mark visas i Figur 5-7. I Tabell 5-2 redovisas statistik över uppmätta dioxinhalter i jorden i området baserat på halter uppmätta inom såväl föreliggande som tidigare undersökningar. Tabell 5-2 Statistik över uppmätta halter summa klorfenoler i jord analyserade inom föreliggande och tidigare studier. Värden i gult överskrider generellt riktvärde för KM, värden i orange överskrider MKM, och värdet i rött överskrider 10*MKM. Summa klorfenoler (mg/kg Ts) Pentaklorfenol (mg/kg Ts) sågområdet deponin sågområdet deponin antal max 31, ,00 1,67 medel 3,21 1,12 3,15 0,62 min 0,006 0,023 0,006 0,023 Klassning utgående från generella riktvärden KM 0,5 0,5 MKM 3,0 5,0 33

34 Halterna av alla klorfenoler i proverna som togs från brädgården och södra delen av sågområdet låg under rapporteringsgränsen. Halten klorfenoler i sågområdet runt såghuset och råsorteringen var något förhöjda, men halterna i alla provpunkter ligger under KM-riktvärdet förutom i en provpunkt (Hannas 5, provtagen i Swedpowers undersökning, 2002) där halten summa klorfenoler ligger mer än tio gånger MKMriktvärdet. Denna provpunkt ligger i råsorteringshuset, nära doppningskar 1. Figur 5-6 Jämförelse av uppmätta halter summa klorfenoler i jord med generella riktvärden för KM och MKM. Observera logaritmisk skala. Halterna av summa klorfenoler i deponin var förhöjda. I 3 utav 4 provpunkter var halterna av summa klorfenoler över KM-riktvärdet, och i en punkt i samma storleksordning som riktvärdet för MKM. I tre av provpunkterna i deponin analyserades samlingsprover över en större del av deponins djup. 34

35 Figur 5-7 Halterna klorfenoler i jord. Figuren visar maxhalter i 35

36 Av de prov som analyserats från sågområdet utgör pentaklorfenol den dominerande andelen av summahalten av klorfenoler. I sågområdet detekterades även monoklorfenoler och tri- och tetraklorfenoler i två prov (Hannäs 5 och GW 5), men i betydligt lägre halter. Övriga klorfenoler låg under rapporteringsgränsen. I andra prov där klorfenoler påträffats detekterades endast pentaklorfenol. I deponin, bidrog tri- och tetraklorfenoler till summa klorfenoler i större utsträckning än i sågområdet. Pentaklorfenol var endast 20 % av summa klorfenoler i GV35; 58 % i PG36 och 68 % i PG Oljekolväten och PAH-föreningar Oljekolväten och PAH-föreningar detekterades i denna undersökning endast i provpunkt SKR 1, som ligger intill dieseltappen i norra delen av sågområdet, se Tabell 5-3. I undersökning 2002 detekterades tyngre alifater i provpunkt Hannäs 1, som också ligger nära denna dieseltapp. I alla analyserade prov ligger halterna oljekolväten och PAHföreningar under riktvärden för känslig markanvändning. Tabell 5-3 Uppmätta halter oljekolväten och PAH-föreningar i jord (mg/kg Ts) GV 16 SKR12 Generella riktvärden 0-0,3 + 0,3-0,8 0-0,7 + 0,7-1,0 KM MKM samlings prov GV ,6 GV2 1,5-2,0 SKR17 0-0,5 SKR1 0,6-1,0 samlings prov Hannäs 1 alifater >C8-C10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 < alifater >C10-C12 <20 <20 <20 <20 <20 <20 < alifater >C12-C16 <20 <20 <20 <20 <20 <20 < alifater >C16-C35 <20 <20 <20 <20 <20 < aromater >C8-C10 <0,480 <0,480 <0,480 <0,480 0,09 <0,480 < aromater >C10-C16 <1,24 <1,24 <1,24 <1,24 1,1 <1,24 <0, aromater >C16-C35 <1,0 <1,0 <1,0 <1,0 <1,0 <1, PAH, summa L <0,150 <0,150 <0,150 <0,150 0,82 <0,150 PAH, summa M <0,25 <0,25 <0,25 <0,25 0,58 <0,25 PAH, summa H <0,320 <0,320 <0,320 <0,320 <0,320 <0,

37 5.5 Föroreningar i grundvatten Dioxiner Uppmätta halter dioxiner i grundvatten visas i Figur 5-8. Figur 5-8 Uppmätta halter dioxiner i grundvatten 37

38 Figuren visas upperbound värdena (se förklaring, avsnitt 5.2.1). I Figur 5-9 visas båda upperbound och lowerbound-värdena. I tre grundvattenrör (referensröret GV19, GV16 och GV5 vid provtagning i december 2010) är lowerbound-halten under rapporteringsgränsen. Detekterbara halter dioxiner påträffades i de andra grundvattenrören. I fyra grundvattenprov GV2, GV9, GW23 och i brunnen var dioxinhalter ganska låga, med lowerbound värden under 0,0015 ng/l, och många kongener under rapporteringsgränsen. I tre grundvattenprov var halten flera kongener över rapporteringsgränsen och halterna dioxiner i TEQs ligger högre än i övriga rör, med upperbound-värdet omkring 0.01 ng TEQ/l eller högre och lowerbound-värdet kring 0,004 ng TEQ/l eller högre. Dessa rör är GW5 (provtagning november 2010) som ligger nedströms doppningskar 1 och råsorteringen, GW48 som ligger i området där doppningskar 4 har funnits och GW 35, som ligger i deponin. De högsta halter i grundvatten har därför påträffats i grundvattenrör som ligger nedströms områden där verksamheter med hantering/deponering av pentaklorfenol har skett. Halterna dioxiner i GV2, som ligger nedströms såghuset som innehöll doppningskar 1 är ganska låga, även om uppgifter att tömning av doppningskaret gjordes i närheten. Dock är GV2 i ett område där marken består till stor del av rivnings/byggnadsrester, och det är möjligt att marken här har schaktats vid rivning av såghuset. I GV5 påvisades variation i halterna av dioxiner i grundvatten - den högsta uppmätt halt dioxiner i grundvatten var i GV5 i november 2010, men i december 2010 var halten mycket lågt. Detta kan vara på grund av att dioxiner i grundvatten förekommer främst i partikulär form, och dioxinhalten i grundvatten varierar med partikelhalten. 38

39 Figur 5-9 Uppmätta halter av dibensodioxiner och dibensofuraner ( dioxiner ) i grundvatten angett som summa toxiska ekvivalenter (TEQ) för dioxiner (rapporterat som upperbound och lowerbound). Av de ingående kongenerna (föreningarna) detekteras oktaklordibensodioxin i högst halter (se Figur 5-10), följt av 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDF och oktaklordibensofuran och 1,2,3,4,6,7,8 heptacdd. Denna kongensammansättning liknar sammansättningen i preparatet Servarex (se avsnitt 5.2.2). Kongensammansättning i GV9 ser mycket annorlunda ut jämfört med de andra proverna, men detta är på grund av att många kongener ligger under rapporteringsgränsen. Kongensammansättning i GV5 är också annorlunda. I detta prov fanns höga dioxinhalter, och kongener som inte detekterades i andra prov bidrar till det totala dioxinhalten. I GV5 bidrar okta- och heptafuraner i större utsträckning till den totala dioxinhalten. Samtliga halter av analyserade kongener redovisas i bilaga 3. 39

40 Figur 5-10 Detekterade kongener i grundvatten och brunnen, Hannäs. Klorfenoler Maxhalter av summa klorfenoler som uppmätts i grundvatten visas i Figur Den högsta klorfenolhalten uppmätts i undersökningen 2002 i ett grundvattenrör (Hannäs 5) i såghuset, i närheten av doppningskar 1. Även höga klorfenolhalter uppmätts i denna undersökning, i GW5, som ligger nedströms doppningskar 1 och råsorteringen. Högsta halten uppmättes i prov tagen i november 2010, men vid provtagning december 2010 bekräftades den höga halten. Pentaklorfenol dominerar klorfenolerna i grundvatten, och bidrar mer än 87 % av summa klorfenolerna i proverna från GW5 och Hannäs 5. I grundvattenprov från brunnen som togs vid undersökningen 2002 bidrog pentaklorfenol med endast i 50 % av klorfenolerna. I brunnen var halterna summa klorfenoler förhöjda vid undersökning 2002, men vid provtagning 2010 detekterades endast pentaklorfenol i en mycket lägre halt (0,25 µg/l). I flera grundvattenrör (referensröret GW19, GW23 i brädgården, GW16 och GW9 i södra delen av sågområdet) var halterna klorfenoler under rapporteringsgränsen. 40

41 Figur 5-11 Maxmimum halt summa klorfenoler i grundvatten. 41

42 GV GV GV GV GV GV GV GV GV35, Brunn Hannäs Hannäs brunn 2002 µg/l Figur 5-12 Halterna summa klorfenoler i grundvatten, Hannäs Oljekolväten och PAH-föreningar Halterna alifater, aromater och PAH-föreningar i grundvatten uppmätta i denna undersökning samt i undersökningen 2002 visas i Tabell 5-4. Färgade rutor visar föreningar med halter över rapporteringsgränsen. Halterna alifater var låga, och endast tyngre alifater fanns i halter över rapporteringsgränsen i GV 16 i denna undersökning, och i brunnen 2002 (observerar att halterna låg under rapporteringsgränsen i brunnen vid denna undersökning). Flera PAH-föreningar fanns i GV2 i denna undersökning, och fenantren fanns i brunnen i denna undersökning. Brunnen finns i en betongkasun, och synliga olje- eller tjärföroreningar finns inuti kasunen. Fenoxisyror Fenoxisyror analyserades i grundvattenprov från grundvattenrör rör 16 och 23. Inga detekterbara fenoxisyror fanns i dessa grundvattenprov. 42

43 Tabell 5-4 Alifater, aromater och PAH-föreningar i grundvatten (µg/l) (Gult färg markerar föreningar i halter över rapporteringsgränsen). ELEMENT GV2, GV16, Brunn, Hannas brunn 2002 alifater >C8-C10 <10 <10 <10 <10 alifater >C10-C12 <10 <10 <10 <10 alifater >C12-C16 <10 <10 <10 <10 alifater >C16-C35 <10 26 <10 31 aromater >C8-C10 <0,30 <0,30 <0,30 <1 aromater >C10-C16 <0,775 <0,775 <0,775 <10 naftalen 0,011 <0,010 <0,010 acenaftylen <0,010 <0,010 <0,010 acenaften <0,010 <0,010 <0,010 fluoren <0,010 <0,010 <0,010 fenantren 0,016 <0,010 0,011 antracen <0,010 <0,010 <0,010 fluoranten 0,036 <0,010 <0,010 pyren 0,031 <0,010 <0,010 ^bens(a)antracen 0,026 <0,010 <0,010 ^krysen 0,03 <0,010 <0,010 ^bens(b)fluoranten 0,045 <0,010 <0,010 ^bens(k)fluoranten 0,034 <0,010 <0,010 ^bens(a)pyren 0,069 <0,010 <0,010 ^dibens(ah)antracen 0,014 <0,010 <0,010 benso(ghi)perylen 0,071 <0,010 <0,010 ^indeno(123cd)pyren 0,062 <0,010 <0,010 PAH, summa 16 0,445 <0,080 0,011 PAH L 0,011 < rg < rg PAH M 0,083 < rg 0,011 PAH-H 0,351 < rg < rg Fältmätningar Temperaturen, konduktivitet, ph i grundvatten vid provtagningstillfällen visas i Tabell 5-5. Tabell 5-5 Fältmätningar, grundvatten, Provpunkt ph Temp ( C) kond (µs/cm) GV23 7,18 6,9 126 GV35 6,41 10,2 647 GV48 7,19 5,4 166 GV9 7,09 5,3 202 GV16 6,88 5,6 178 GV19 (referensrör) 6,11 7,2 604 GV2 ej mätt ej mätt ej mätt Brunn 7,75 7,

44 5.6 Föroreningar i sediment Dioxiner Uppmätta halter i sedimentproverna visas Figur I sediment från provpunkt SED44 fanns dioxiner i halter över rapporteringsgränsen. Halterna i övre skikten (0-5 cm) var något högre än halterna i skikt 5-10 cm. Provpunkten ligger i Nedre Fryken, utanför sågområdet. Sedimentprovet bestod av fast lera, och togs förmodligen från en transportbotten, där sediment inte ackumuleras. Det är möjligt att förorenat sediment har ackumulerats i djupa bottnar i Nedre Fryken, och därför kan högre föroreningshalter förekomma i sediment i andra delar av sjön. Samtidigt kan det finnas flera föroreningskällor för sediment i Nedre Fryken. Inga dioxiner fanns i halter över rapporteringsgränsen i provpunkterna SED45 (i Nedre Fryken, utanför Norra Udden) och SED 46 (i Norsälven utanför brädgården). Bottnar utanför deponin var hårda bottnar och det gick inte att ta sedimentprov. Figur 5-13 Uppmätta halter av dioxiner (ng TEQ/kg TS) i sediment i Nedre Fryken och Norsälven. Prov av strandnära sediment togs med spade utanför deponin (SP42 och SP41). Detekterbara halter av dioxiner fanns i båda prov, och i SP41 överskrider dioxinhalten det kanadensiska miljöriskbaserade riktvärdet för dioxiner i sediment (21,5 ng/kg Ts). 44

45 100% oktaklordibensofuran 90% 1,2,3,4,7,8,9 heptacdf 1,2,3,4,6,7,8 heptacdf 80% 2,3,4,6,7,8 hexacdf 70% 1,2,3,7,8,9 hexacdf 1,2,3,6,7,8 hexacdf 60% 1,2,3,4,7,8 hexacdf 50% 2,3,4,7,8 pentacdf 1,2,3,7,8 pentacdf 40% 2,3,7,8 tetracdf 30% oktaklordibensodioxin 1,2,3,4,6,7,8 heptacdd 20% 1,2,3,7,8,9 hexacdd 10% 1,2,3,6,7,8 hexacdd 1,2,3,4,7,8 hexacdd 0% SED44 0 5cm SED cm SP42 SP41 1,2,3,7,8 pentacdd 2,3,7,8 tetracdd Figur 5-14 Kongensammansättningen i sedimentprov. Halter under rapporteringsgränsen har uteslutits vid representationen. Kongensammansättning av dioxiner i sedimentproven (se Figur 5-14) liknar kongensammansättning av dioxiner i jordprover (se avsnitt 5.2.2), och därför är det troligt att dioxinerna är från samma källa. Övriga föroreningar Klorerade bekämpningsmedel och oljekolväten och PAH-föreningar analyserades i sedimentprov SED 44. Endast naftalen detekterades (0,3 mg/kg Ts). 5.7 Föroreningar i ytvatten Klorfenoler och dioxiner analyserades i ytvattenprov från provpunkterna SED 44 och SED 47. Inga av dessa föroreningar fanns i halter över rapporteringsgränsen. 5.8 Föroreningsmängder och förorenade volymer Avgränsning av föroreningar I sågverksområdet har områdena där föroreningar påträffades en begränsad utbredning. Figur 5-15 visar den ungefärlig utbredning av områdena där dioxiner eller klorfenoler har påträffats; såghusområdet där doppningskar 1 har funnits och torkhusområdet där doppningskar 2 och 4 har funnits. Vid uppskattning av volymer förorenade massor och mängder av föroreningar i sågverksområdet har området delats in i två förorenade områden och övrigt sågverksområde. 45

46 Figur 5-15 Indelning i av sågverksområden i olika delområden inför uppskattning av förorenade volymer och mängder föroreningar 46

47 En uppskattning av volymerna av förorenade massor har gjorts utifrån en uppskattning av mäktigheten av det förorenade skiktet i varje provpunkt. Utifrån fältprotokollen för varje provpunkt har mäktigheten av skiktet mellan ny fyllning i markytan (eller täckskikt i deponin) och den underliggande tät lager (torrskorpelera eller morän) uppskattats. Den översta 10 cm av lerlagret togs med i beräkningarna, eftersom i många provpunkter har högsta klorfenolhalterna observerades i detta skikt. För att uppskatta volymer av förorenade massor multipliceras viktade medelvärden av föroreningshalter för varje delområde med medelmäktighet av det förorenade skiktet och delområdets yta (se Tabell 5-6). Ett viktat medelvärdet av föroreningshalten har beräknats för varje delområde. Det viktade medelvärdet tar hänsyn till mäktigheten av skikten som har analyserats, för att ge en halt som bättre representerar halten i alla massor i det förorenade skiktet. Uppskattning av mängderna föroreningar i varje delområde baserades på den uppskattade förorenade jordvolymen. Volymen omräknades till vikt med en antagen torrdensitet som multiplicerades med medelhalten föroreningar i delområdet. Tabell 5-6 Beräknade mängder föroreningar och volymer förorenade massor. Brädgård Deponi Sågverksområde Total området Såghus Torkhus Övrigt Total Material Fyll Spån/ bark Fyll Fyll Fyll Densitet Kg Ts/m Medeldjup m förorenat skikt, 1,0 3,1 1,5 1,5 1,5 Yta m Förorenade m 3 massor volym Förorenade massor mängd ton Viktad medelhalt av föroreningar Pentaklorfenol mg/kg Ts Summa mg/kg Ts klorfenoler 0 1, Dioxiner lowerbound ngteq/ kg Ts ,8 Dioxiner, upperbound ngteq/ kg Ts 2, ,9 20,9 2,7 Uppskattad mängd föroreningar Pentaklorfenol kg 0, , Summa kg klorfenoler 0, , Dioxiner mg TEQ lowerbound Dioxiner, mg TEQ upperbound

48 6 Riskbedömning I detta kapitel görs en riskbedömning för att klargöra hälso- och miljöriskerna med dagens föroreningssituation såväl som i en framtid. Platsspecifika riktvärden har tagits fram och slutsatser dras om saneringsbehovet. Behovet av riskreducerande åtgärder för att undvika skador på hälsa och miljö diskuteras sist i kapitlet. 6.1 Problembeskrivning Förslag till övergripande åtgärdsmål Undersökningarna och riskbedömningen har utförts med utgångspunkt i de övergripande åtgärdsmål som satts upp för området, dvs. hur området är tänkt att användas i framtiden och vilka skyddsnivåer som ska råda såväl inom området som i omgivningen. Kils kommun har angett följande övergripande åtgärdsmål för området: Föroreningarna skall inte utgöra någon risk för människors hälsa eller miljön. Nuvarande markanvändning, inklusive hästverksamheten, skall kunna fortgå inom området. Eventuella saneringsåtgärder skall inte förhindra etableringar av industrier, hantverk mm. Framtida bostadsbebyggelse i delar av området skall kunna förverkligas Konceptuell modell för området Baserat på utförda kemiska analyser samt uppmätta grundvattennivåer, meteorologiska data och jordartsbestämningar har en tolkning gjorts av omsättningen av föroreningar inom och ut från området vid Hannäs f.d. sågverk. Relevanta spridnings- och exponeringsvägar samt aktuella skyddsobjekt har beskrivits i en konceptuell platsmodell, se figur 6-1. Figur 6-1 Konceptuella modell för Hannäs f.d. sågverk avseende föroreningspåverkan omfattande vissa relevanta spridnings- och exponeringsvägar och skyddsobjekt. 48

49 6.1.3 Föroreningskällor Potentiellt förorenade platser inom ett område där impregnering har bedrivits är exempelvis: Plats för impregnering; doppningskar 1-4 i sågverksområdet Platser där impregneringsmedel har förvarats eller hanterats (såghusområdet och torkhusområdet) Transportytor mellan impregnering och brädgården Dieseltapp Upplagsplatser (Brädgården) Bark och spåndeponi I Figur 2-1 visas den ungefärliga lokaliseringen av den tidigare verksamhetens olika delar i Hannäs. Den huvudsakliga föroreningen i Hannäs utgörs av dioxin men till viss del även av klorfenoler. Analys av fenoxisyror, klorerade bekämpningsmedel, oljekolväten och PAH-föreningar har inte visat på en viktig föroreningskälla på området. Provtagning och analys har visat att deponin är förorenad med klorfenoler och dioxiner. Grundvatten från röret i deponin visade på låga halter klorfenoler, och något förhöjda halter i dioxiner. Dock placerades inte grundvattenröret i området där dioxin- och klorfenolhalterna var högst, men röret ligger nedströms förorenade massor. Grundvattnet i detta rör kan även vara påverkat av Norsälven. Analys av jordprover i brädgården har visat på dioxinhalter i samma nivå som referensprovet och inga detekterbara halter klorfenoler. Detekterbara halter dioxiner fanns i grundvatten i brädgården, men inga klorfenoler detekterades. I sågverksområdet finns förhöjda halter dioxiner och klorfenoler i begränsade delar av området, huvudsakligen i områden där doppningskaren (kar 1, 3 och 4) har funnits. Grundvatten i närheten av såghuset/råsorteringen (doppningskar 1) har mycket höga halter klorfenoler. Även dioxinhalterna i grundvatten är förhöjd i närheten av doppningskar 1 och doppningskar 4. Låga halter dioxiner fanns i övriga grundvattenrör i sågområdet, och i två grundvattenprov fanns inga halter dioxiner över rapporteringsgränsen. I föreliggande studie har endast låga föroreningshalter har påträffats i sjö- och älvsediment. Det är dock inte möjligt att fastställa att sediment i Nedre Fryken och Norsälven inte utgör en föroreningskällor, eftersom inga prov togs från ackumulationsbottnar vid undersökningarna. Det är möjligt att föroreningshalterna i sediment från ackumulationsbottnar är högre än i sediment från transportbottnar Föroreningarnas egenskaper En översikt över dioxiners och klorfenolers egenskaper, inklusive hälso- och miljöeffekter, finns i Bilaga 5. 49

50 6.1.5 Spridnings- och exponeringsvägar Identifierade spridnings och exponeringsvägar visas i Figur 6-1. Spridning med grundvatten till ytvatten och sediment Spridning av föroreningar kan ske med vatten som infiltrerar jorden och bildar grundvatten, som flöda mot Nedre Fryken och Norsälven. Generellt består området av lösare fyllning/sandig jord över ett tätare jordlager (lera, eller morän). Grundvattennivån i området ligger generellt i de tätare jordskikten. Det är sannolikt att infiltrerande vatten rinner mot Nedre Fryken och Norsälven i de mer permeabla ytskikt, och endast en mindre del rinner ned i det tätare skiktet till grundvattenmagasinet. Även i deponin är grundvattennivån långt under markytan, i bottenskiktet av deponin, och det är troligt att avrinning sker huvudsakligen på deponimaterialet. Spridning av föroreningar i partikulär form eller i löst form kan ske. Dioxiner har en låg löslighet i vatten, men kan transporteras med mobilt organiskt kol i finpartikulär eller löst form. Föroreningar kan nå sediment på olika sätt, t ex genom att förorenat grundvatten strömmat från doppningsplatsen, alternativt genom uthällning av doppningsvätska eller dumpning av förorenat bark och spån i älven eller spridning med vinden. Dioxin som når älven har stor benägenhet att fastläggas på organiska partiklar och återfinnas i sedimenten. Detta medför en risk för spridning av föroreningar till sedimentlevande organismer och därmed även vidare uppåt i näringskedjan. Föroreningshalter i fisk har dock inte analyserats inom föreliggande studie varför det inte går att avgöra om detta är en relevant betydande exponeringsväg. Spridning till grundvatten En del av den infiltrerande nederbörden kan även nå grundvattenmagasinet i de tätare lerlagren. Omfattningen av en sådan transportväg kan öka om t.ex. ett stort uttag i brunnen görs varpå en avsänkning av grundvattennivån erhålls. Eftersom brunnen ligger intill området där såghuset, doppningskar 1 och dieseltappen har funnits kan vatten från det förorenade markområdet nå brunnen. En exponering för föroreningar kan därför ske vid intag av förorenat dricksvatten från den lokala vattentäkten. Hannäsområdet ligger i utkanten av grundvattenförekomsten Nedre Fryken. Spridning av föroreningar från marken med infiltrerande vatten till grundvattenmagasin kan ske, dock går avrinning från området huvudsakligen i de permeabla ytskikten mot Nedre Fryken. Förorenat vatten från markområdet kommer att spädas ut med annan grundvattenbildning vid transport till huvuddelen av grundvattenförekomsten (på andra sidan Nedre Fryken). Vid större utsläpp av föroreningar som kan bildar frifas kan förorening i fri fas rör sig vertikalt ned genom den omättade zonen och når grundvattenytan. Oljeföroreningar kan bilda frifas men halterna oljeföroreningar i marken är så låga att frifas föroreningar inte bör förekomma. Klorfenoler kan bilda frifas under låg ph-förhållanden. Dock är ph förhållanden inom området neutrala, och under dessa förhållanden är klorfenoler vattenlösliga. Spridning till luft I den omättade zonen sker en avdunstning av flyktiga föroreningar (främst klorfenoler och olja, men även dioxiner har en begränsad flyktighet) från förorening löst i porvatten 50

51 samt från grundvattenytan, varvid förorening övergår till gasfas. Gasfasen stiger genom den omättade zonen. Klorfenoler och dioxinföreningar har låga ångtryck varför de förångas i ringa omfattning. Människor exponeras för ångor genom inandning. Denna exponeringsväg är viktigare inomhus än utomhus på grund av den större utspädningen av ångor utomhus. Damning från området kan leda till spridning av föroreningar från ytlig mark eller från djupare skikt vid schaktarbete. Föroreningar sprids med partiklar i luft, som kan sprids till andra markområden, och som kan andas in av människor som vistas på områden. Erosion av mark Erosionens betydelse för transport av föroreningar till ytvatten har uppmärksammats av EU i arbetet för en tematisk strategi för skydd av jordar (EU, 2004a) samt i det europeiska nätverket SEDNET. Storleken på förlusten av jord genom ytavrinning beror på en rad faktorer såsom jordens egenskaper, markytans beskaffenhet (genomsläpplighet, hur stor del som är beväxt, lutning) och nederbördens intensitet. Mätningar av jordförlust från odlad mark varierar kraftigt från några tiotals kg per ha och år till flera tiotals ton per ha och år för fall då erosionssprickor uppträder. I Finland har den genomsnittliga erosionen från odlad mark uppskattats ligga mellan 1-3 ton/ha, år (Alström och Åkerman, 1992). Erosion under snösmältningen har uppskattats ligga i storleksordningen 1-9 ton/ha på årsbasis (EU, 2004b). Spridning genom erosion leder till föroreningar i ytvatten huvudsakligen i partikulär form. Vid provtagning i föreliggande undersökning påträffades inga föroreningar i ytvatten i ofilterade vattenprov. Dock togs ytvattenprov under vintertiden, med tjäle i marken och snötäcke. Under dessa förhållanden ske mycket lite avrinning och därmed lite partikelspridning. Det är möjligt att under andra årstider, exempelvis under snösmältning, partikelspridning ske i större utsträckning. Förorenat sediment i strandzon nedanför deponin kan indikera spridning från markområdet genom erosion, men dessa föroreningar kan även vara resultat av dumpning av spån direkt i älven. Erosion av förorenad jord är troligtvis mindre viktig på Hannäsområdet eftersom största delen av området är täckt med bland annat fyllning (grus), lera/morän (på deponin) och asfalt. Spridning genom ledningar Eventuella ledningar inom området kan utgöra en källa för föroreningsspridning. Dels genom transport i ledningarna men också till kringliggande mark om ledningarna är trasiga. Ledningsgravar utgör i sig en möjlig transportväg. Även dikena som finns i området kan utgöra en transportväg för föroreningar som når dikena. Transport av förorening i såväl löst som partikulär form kan ske även genom ledningar och diken. Upptag i växter Odlade växter på området kan även ta upp förorening och människan och djur på området kan exponeras för föroreningar genom konsumtion av växter som växer vilt eller som odlas på området Direkt exponering för föroreningar Där föroreningar förekommer i ytliga massor på området finns en risk för direkt exponering, t.ex. genom direkt oralt intag av jord eller hudkontakt. 51

52 6.1.6 Skyddsobjekt, skyddsvärde och känslighet De skyddsobjekt som beaktas i riskbedömningen är: Barn och vuxna som vistas inom området under arbets- eller fritid samt boende på området Växter och djur som finns inom markområdet Brunnar i den lokala vattentäkten Grundvattenförekomsten Nedre Fryken Biologiska livet Nedre Fryken och Norsälven. Vistelsetider inom området och typ av markanvändning redovisas i mer detalj under avsnitt 6.2.1, där en modell för riskbedömningen beskrivs. 6.2 Använda bedömningsgrunder vid riskbedömning För att bedöma hälsoriskerna vid vistelse inom Hannäs f.d. sågområdet har platsspecifika riktvärden för jord tagits fram enligt Naturvårdsverkets modell (Naturvårdsverket, 2009a). I denna modell ingår även underlag för att bedöma miljörisker inom området samt vid spridning. Andra relevanta bedömningsgrunder och jämförelsekriterier används i detta avsnitt som jämförvärden vid en utvärdering av uppmätta föroreningshalter vid Hannäs. Läckage av dioxin från andra förorenade områden används också som jämförgrund av beräknade läckage från Hannäsområdet Platsspecifika riktvärden för jord med Naturvårdsverkets modell Platsspecifika riktvärden för jord har tagits fram för att bedöma riskerna vid den pågående markanvändningar och tänkta markanvändningar enligt de övergripande åtgärdsmålen. De sammanvägda platsspecifika riktvärdena visas i Tabell 6-1. Ett riktvärde anger en haltgräns i jorden under vilken inga negativa hälsoeffekter hos människor som vistas inom området eller negativa miljöeffekter i marken eller närliggande ytvattenrecipienter förväntas uppkomma. För riktvärden som markeras med gult färg är det hälsorisker som styr riktvärdet, för riktvärden som markeras grönt är det risker för markmiljön som styr riktvärden, och för riktvärden som markeras med grått är det risker för spridning till grundvatten som styr riktvärdet. Platsspecifika riktvärden har tagits fram för dioxiner och klorfenoler som är de dominerande föroreningar inom området. Riktvärden finns även framtagna för de övriga ämnen som påträffats vid provtagningar; PAH-L, PAH-M och PAH-H samt olja. Antaganden i Naturvårdsverkets generella modell vad gäller markförhållanden (torrdensitet, porositet, halt av organiskt material) är relevanta för sågområdet och brädgården, och därför behövs inga platsspecifika anpassningar. I deponin, där marken består av bark och spånrester, ligger dessa parametrar utanför intervallet där den generella modellen kan beräkna spridning av föroreningar. En separat bedömning av spridning av föroreningar från området görs i avsnitt 6.3. I tabell 6-4 sammanfattas de antaganden som gjorts om exponeringsvägar, spridning av föroreningar till ytvatten samt krav på markmiljön. 52

53 Sammanvägda platsspecifika riktvärden för jord Tabell 6-1 Sammanvägda platsspecifika riktvärden för jord (mg/kg Ts) Bostäder Bostäder utan brunn eller grundvatten skydd Rekreation Hästverksamhet utomhus Hästverksamhet inomhus Industri Pentaklorfenol 0,50 0,50 0,50 0,50 0,50 5,0 Dioxin (TCDD-ekv) 0, , , , , ,0002 Alifat >C10-C Alifat >C12-C Alifat >C16-C Aromat >C8-C Aromat >C10-C16 3,0 3,0 3,0 3,0 3,0 15 Aromat >C16-C35 4, PAH L 2,5 3,0 3,0 3,0 3,0 15 PAH M 3,0 3, ,0 20 PAH M 1,0 1,2 2,5 2,5 2,5 10 Styrande för riktvärdet Hälsorisker Miljörisker Risker för spridning till grundvatten Hälsorisker Hälsoriskbaserade riktvärden utgår ifrån toxikologiska referensvärden (för oralt intag av dioxiner och pentaklorfenol heter referensvärdet TDI, det tolerabla dagliga intaget), som uttrycks i mg förorening/kg kroppsvikt och dag. Referensvärden motsvarar den exponering under vilka inga hälsorisker förväntas uppkomma. Riktvärdena baseras generellt på att 50 % av TDI kan tas i anspråk av det förorenade området. För dioxiner är intaget från övriga källor en stor andel av TDI-värdet, därför får det förorenade området bidrar endast en mindre andel, 10 %, av TDI-värdet. Exponeringsvägar som beaktas är direkt oralt intag av jord, hudkontakt med jord, inhalation av damm, inhalation av ångor, intag av dricksvatten från brunnar och intag av växter som odlas/växer vild på området. Markanvändningarna som beaktas listas nedan, och anpassningar av modellen för platsspecifika förhållanden beskrivs: Bostäder: Riktvärden är baserad på scenario för känslig markanvändning, vilket innebär inga begränsningar på markanvändningen. Konsumtion av grönsaker/rotsaker som odlats på området antas ske (den antagna konsumtionen motsvarar cirka 10 % av den genomsnittlig konsumtion i Sverige). Bostäder utan grundvatten: Scenario är som för bostäder, ovan, men det antas att kommunalt vatten finns på området, och inget dricksvatten uttag från den lokala vattentäkten sker. Rekreation: Området används för fritid och rekreation, främst som grönt område. Vistelsetid på området är begränsad och människor vistas huvudsakligen utomhus. Ett begränsat intag av växter från området antas, mängden motsvarar en begränsad konsumtion av svamp och bär (1 kg/år). Inget uttag av dricksvatten från den lokala vattentäkten sker. 53

54 Hästverksamhet utomhus: Området används för hästverksamhet under fritiden, och verksamheten bedrivs huvudsakligen utomhus. Ett begränsat intag av svamp och bär från området antas. Inget uttag av dricksvatten från den lokala vattentäkten sker. Produktion av foder för hästar beaktas ej. Hästverksamhet inomhus: Hästverksamheten utökas och bedrivs delvis inomhus, t.ex. med stall och ridhus. Vuxna som arbetar med hästverksamheten vistas på området under arbetstid. Barn vistas på området i större utsträckning än vid industriverksamhet eller hästverksamhet utomhus. Inget uttag av dricksvatten från den lokala vattentäkten sker. Produktion av foder för hästar beaktas ej. Industri: Området används för industri eller kontor. Vuxna vistas på området under arbetstid och verksamhet bedrivs inomhus. Barn vistas på området under en begränsad tid. Inget intag av växter från området antas ske. Inget uttag av dricksvatten från den lokala vattentäkten sker. Tabell 6-2 Hälsoriskbaserade riktvärden (mg/kg Ts) Bostäder Bostäder Rekreation Hästverksamhet Hästverksamhet Industri utan brunn/gw skydd utomhus inomhus Pentaklorfenol 1 1, Dioxin (TCDD-ekv) 0, , , , , ,0002 Alifat >C10-C Alifat >C12-C Alifat >C16-C Aromat >C8-C Aromat >C10-C Aromat >C16-C PAH L PAH M 2,9 3, ,2 19 PAH H 1 1,1 9,8 5,5 4,8 17 Riktvärden som markeras i kursiv stil indikerar hälsoriskbaserade riktvärden som styr det integrerade riktvärdet. Det är huvudsakligen för dioxiner, PAH-M och PAH-M som hälsorisker styr det integrerade riktvärdet. För dioxiner är oralt intag av jord den viktigaste exponeringsvägen vid alla markanvändningar. För PAH- M och PAH-H är inandning av ångor den viktigaste exponeringsvägen. 54

55 Miljörisker Generella riktvärden för skydd av markmiljön (se Tabell 6-3) har använts för bedömning av miljörisker. Tabell 6-3 Riktvärden för skydd av markmiljö (mg/kg Ts) Ämne Miljö, Känslig Markanvändning Miljö, Mindre Känslig Markanvändning Dioxin (TCDD-ekv) 0, ,002 Pentaklorfenol 0,5 5 Alifat C10-C Alifat C12-C Alifat C16-C Aromat C8-C Aromat C10-C PAH L 3 15 PAH M PAH H 2,5 10 För bostäder, rekreation och hästverksamhet har riktvärden för känslig markanvändning använts i ytskiktet eftersom markens kvalité skall möjliggör etablering av en funktionell markmiljö och inte innebära några restriktioner för de biologiska markfunktionerna. För industri har riktvärden för mindre känslig markanvändning använts, eftersom kraven på markmiljöns funktioner inte är lika stora. 55

56 Tabell 6-4 Exponeringsväg Intag av jord Hudkontakt Inandning av damm Inandning av ångor Antaganden om exponeringsvägar och exponeringstider samt krav på miljöskydd, grundvattenskydd och antaganden om spridning. Bostäder Sågområdet och brädgård 365 d/år vuxna 365 d/år barn 120 d/år vuxna 120 d/år barn 365 d/år vuxna 365 d/år barn 100% inomhus 365 d/år vuxna 365 d/år barn 100% inomhus Bostäder, utan grundvattenskydd Sågområdet och brädgård 365 d/år vuxna 365 d/år barn 120 d/år vuxna 120 d/år barn 365 d/år vuxna 365 d/år barn 100% inomhus 365 d/år vuxna 365 d/år barn 100% inomhus Rekreation Deponin (även sågområdet och brädgården) 60 d/år vuxna 60 d/år barn 30 d/år vuxna 30 d/år barn 60 d/år vuxna 60 d/år barn 60 d/år vuxna 60 d/år barn 10% inomhus Häst verksamhet, utomhus Sågområdet och brädgård 120 d/år vuxna 120 d/år barn 90 d/år vuxna 90 d/år barn 120 d/år vuxna 120 d/år barn 120 d/år vuxna 120 d/år barn 10% inomhus Industri Sågområdet och brädgård 200 d/år vuxna 60 d/år barn 90 d/år vuxna 60 d/år barn 200 d/år vuxna 60 d/år barn 200 d/år vuxna 60 d/år barn 100% inomhus Hästverksamhet intensivt Sågområdet och brädgård 200 d/år vuxna 150 d/år barn 90 d/år vuxna 90 d/år barn 200 d/år vuxna 150 d/år barn 200 d/år vuxna 150 d/år barn 100% inomhus Utspädning, porluft/ inandningsluft Utspädning inne 1/ 6000 Utspädning ute 1/ Utspädning inne 1/ 6000 Utspädning ute 1/ Utspädning inne 1/ 6000 Utspädning ute 1/ Utspädning inne 1/ 6000 Utspädning ute 1/ Utspädning inne 1/ 6000 Utspädning ute 1/ Utspädning inne 1/ 6000 Utspädning ute 1/ Intag grundvatten Beaktas Ej beaktat Ej beaktat Ej beaktat Ej beaktat Ej beaktat Intag av växter odlat på området Scenariospecifika modellparametrar Miljörisker inom området Utspädning porvatten/ytvatten 14,6 kg/år vuxna 9,1 kg/år barn 14,6 kg/år vuxna 9,1 kg/år barn Barn och vuxna 1 kg/år vilt växande bär frukt, mm. Barn och vuxna 1 kg/år vilt växande bär frukt, mm. Ej beaktat Barn och vuxna 1 kg/år vilt växande bär frukt, mm. KM KM KM KM MKM KM KM KM KM KM MKM KM Utspädning 1/5700 Utspädning 1/5700 Utspädning 1/5700 Utspädning 1/5700 Utspädning 1/5700 Utspädning 1/5700 Grundvattenskydd Beaktas Ej beaktat Ej beaktat Ej beaktat Ej beaktat Ej beaktat 56

57 Spridningsrisker Beräkning av spridning av föroreningar till närliggande ytvatten beräknas med en faktor för utspädning av porvatten i ytvattnet. En platsspecifik utspädningsfaktor har använts som motsvarar utspädning av porvatten i 10 % av flödet i Norsälven. Denna utspädningsfaktor har använts för att det inte är rimligt att antar att avrinning från området blandas ut omedelbart i flödet i Norsälven, särskilt avrinning från östra sidan området som först rinner in i Nedre Fryken, och senare i Norsälven. Beräkning av den platsspecifika utspädningsfaktorn beskrivs i avsnitt 2.6. Tabell 6-5 Riktvärden för spridningsrisker (mg/kg Ts) Skydd mot Skydd av Skydd av fri fas grundvatten ytvatten Pentaklorfenol 100 0,9 36 Dioxin (TCDD-ekv) 0,015 0, ,0011 Alifat >C10-C Alifat >C12-C ej begr. Alifat >C16-C ej begr. Aromat >C8-C Aromat >C10-C ,9 750 Aromat >C16-C ,2 96 PAH L 500 2,3 250 PAH M 250 7,1 160 PAH M 250 7, Riktvärden för sediment Låga föroreningshalter uppmättes i sjö- och älvsediment. Högsta uppmätt halt av dioxiner i sjö- och älvsediment ligger långt under platsspecifika riktvärden för bostäder, eller generella riktvärden för känslig markanvändning. Exponering för sjö- och älvsediment är osannolikt att vara lika omfattande som exponering för mark i ett bostadsområde. Därför har inga platsspecifika riktvärden för sediment tagits fram. Förhöjda halter dioxiner i sediment längst stranden nedanför deponislänten påvisades. Eftersom dessa sediment angränsar markområdet kan platsspecifika riktvärden för mark användas vid riskbedömningen. Uppmätta halter i sediment kan även jämföras med Kanadas miljöriskbaserat riktvärde (PEL - probable effects level) över vilka effekter kan börja observeras. Riktvärdet på 21,5 ng TEQ/kg TS (CCME, 2001) är baserat huvudsakligen på en sammanställning av koncentrationer av dioxiner uppmätta i fältundersökningar av sediment där biologiska effekter också observerats. Utöver en riskbaserad jämförelse med platsspecifika riktvärden kan halterna i sedimenten i Nedre Fryken och Norsälven även jämföras med uppmätta halter med några andra dioxinförorenade områden som har undersökts inom ramen för Naturvårdsverkets efterbehandlingsarbete, där dioxinhalter mellan 41 och 110 ng TEQ/kg TS har uppmätts i sediment (SGU, 2006). 57

58 6.2.3 Jämförelsekriterier för grundvatten Det haltkriterium för dioxin som anges i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell för skydd av grundvatten uppgår till 0,0002 ng TEQ/l, vilket är 10 % av interventionsvärdet för grundvatten RIVM, Interventionsvärdet anger en halt över vilken allvarliga risker för människor och miljön indikeras och där åtgärder normalt bör vidtas. En jämförelse av storleksordningar kan även göras med andra dioxinförorenade områden i Sverige, se tabell 6-6. Tabell 6-6 Område Sammanfattning av dioxinhalter i grundvatten vid andra dioxinförorenade områden som har undersöks inom ramen för Naturvårdsverkets efterbehandlingsarbete (uppgifter från SGU, 2006). Halt grundvatten (ng TEQ/l) Referens Marieberg 0, ,5 Kemakta, 2007 Scharins 0,066-6 Kemakta, 2004b Riddarhyttan 0, ,89 Kemakta, 2006a Ydrefors 0, ,14 Kemakta, 2006b Svartvik 55 Ramböll, 2004 Kålsäter 0,16-38 Kemakta, 2011 Den högsta halten som uppmätts i föreliggande undersökning (upperbound värdet) är 0,024 ng TEQ/l. 6.3 Föroreningsspridning och belastning Mängden föroreningar och volymer av förorenade massor har uppskattats, se Tabell 5-6. I detta avsnitt görs en uppskattning av läckage av föroreningar från de olika delarna av området Infiltration och grundvattenflöden Den totala grundvattenbildningen för det undersökta området uppskattas i avsnitt 2.6. Grundvattenflödet genom brädgården och genom sågområdet motsvarar ungefär grundvattenbildning inom delområdena, eftersom vattendelaren på udden utgör gränsen mellan dessa två delområden. Däremot är grundvattenflödet genom deponin något större än grundvattenbildning inom delområdet. Detta på grund av att grundvatten som bildas mellan deponin och vattendelaren som ligger ungefär 200 m öster om deponin rinner också genom deponin. De uppskattade grundvattenflöden genom delområdena är: Delområde Grundvattenflödet (m 3 /år), min Grundvattenflödet (m 3 /år), max Sågverk Brädgården Deponi Grundvattenflöden kan även beräknas från information om uppmätta grundvattengradienter på området, antaganden om hydraulisk konduktivitet samt 58

59 mäktigheten av vattenförande lager. Utförda undersökningar på området visar att grundvattenytan inom området ligger ca 2,4-3,7 meter under markytan med undantag för deponiområdet där grundvattennivå i GV35 låg 5,7 m under markytan. Då täta lerlager påträffas relativt ytligt ner i markprofilen och grundvattenytan ligger i de tätare lerlager, är det sannolikt att större delen av nettoinfiltrationen rinner genom ytliga jordlager, som är relativt genomsläppliga. Dessutom är den hydrauliska konduktiviteten i leran lågt, och därför förväntas flödet i leran att vara mycket liten. Därför har inga beräkningar av grundvattenflödet baserats på grundvattengradienten Läckageberäkningar Läckaget till ytvattenrecipienter av dioxin och klorfenoler som är de dominerande föroreningar på området har beräknats utifrån uppmätta halter i grundvatten inom området samt uppskattat grundvattenflöde. Beräkningar har gjorts för minimum och maximum vattenflöden. För dioxiner har beräkningar gjorts för på både upperboundoch lowerbound värden för dioxinhalterna. Alla grundvattenhalter mätts i ofiltrerade prov. Läckaget har även beräknats utifrån uppmätta halter i jord och ett teoretiskt Kdvärde för jord. Läckaget av dioxiner och klorfenoler från de olika delområden som uppskattats från medelhalten i grundvatten visas i Tabell 6-7. Vid beräkningen av läckaget av dioxin med hjälp av uppmätta grundvattenhalter av dioxin och uppskattat flöde är det inte säkert att den uppmätta grundvattenhalten är representativ för det markvatten som strömmar genom ytligare marklager. Det är även osäkert om grundvattenrören har placerades där föroreningshalter är representativa för området; grundvattenhalter har huvudsakligen placerats för att kontrollera områden där förhöjda föroreningshalter misstänks. I deponin placerades grundvattenröret i djupa bark- och spånmassor, men föroreningshalter vid denna provpunkt var lägre än i andra delar av deponin. För att minska risken att under- eller överskatta transporten från området genom ytligare lager har även en alternativ beräkning gjorts med en grundvattenhalt som uppskattas från medelvärdet av uppmätta halter i fastfas i marken. Beräkningar utgår ifrån det viktade medelvärdet för dioxiner och för klorfenoler (se avsnitt 5.8). Medelhalt i marken på varje delområde har omräknats till en grundvattenhalt med ett teoretiskt värde på Kdeffektiv som beskriver förhållandet mellan fast fas och halt i lösning (inkluderande även förorening bundna till löst organiskt kol). Vid beräkningarna har medelvärdet av uppmätta DOC-halter i grundvattenrör antagits vara 7,6 mg/l i brädgården och sågområdet, och 35 mg/l i deponin. Baserat på halter av TOC i olika material i området har för läckageberäkningarna antagits 2 % för foc (viktsfraktionen av organiskt kol i jorden) i fyllning på brädgården och sågområdet, medan 44 % antas för spån och bark i deponin. Kd-effektiv beräknas enligt Kd-effektiv=Kd/(1+Kdoc*DOC), där Kd-värdet som har antagits är Kd=Koc*foc=1, l/kg och Kdoc=0,24*Koc. Koc värdena har tagits från Naturvårdsverkets riktvärdesmodell (Naturvårdsverket, 2009a). Baserat på tillgängligt underlagsmaterial bedöms det inte som möjligt att få en mer precis uppskattning av läckaget från området än vad dessa beräkningar visar. Beräkningar för sågverksområdet har gjorts för de förorenade områdena (såghusområdet och torkhusområdet) och det övriga sågverksområdet. Beräkningar utgår ifrån medelhalten i grundvatten och de viktade medelhalterna i jord för de förorenade områdena respektive övrigt sågverksområde. 59

60 Baserat på ovanstående ger beräkningarna ett dioxinläckage från hela området mellan 0,06 och 0,32 mg TEQ/år. Deponin bidrar största delen av läckaget; mellan 0,058 och 0,16 mg TEQ/år. Detta läckage är lågt jämfört med uppskattade läckaget från andra sågverk (se Tabell 6-8). Maximum läckaget som beräknas för dioxiner, från medelhalten i grundvatten troligtvis överskatter läckaget, eftersom värdet är baserat på upperboundhalter, och i många grundvattenrör var halterna av många av dioxinkongenerna under detektionsgränsen. Det totala läckaget av pentaklorfenol från området beräknas vara mellan 467 och 1150 g/år. Största bidraget kommer från den förorenade delen av sågverksområdet, med mellan 430 och 573 g/år. För klorfenoler finns en stor skillnad mellan läckaget uppskattade utifrån medelhalten i grundvatten och medelhalten i jord, vilket beror på de mycket höga klorfenolhalterna i ett grundvatten rör i denna undersökning (GV5) och i ett grundvattenrör i undersökningen 2002 (Hannäs 5). Läckaget av klorfenoler har även beräknats för summa klorfenoler. Läckage av föroreningar från området på grund av erosion har inte beräknats. Erosion av markytorna på området begränsas av nytt material på markytan. På deponin finns täckmassor på spån och bark, och på brädgården och en del av sågverksområde har nytt fyllning/grustäckning lagts ut. Delar av sågverksområdet är asfalterade. Erosion kan dock ske längst branta strandområden. 60

61 Tabell 6-7 Beräknade läckage av dioxin från området samt antagna halter i grundvattnet. Dioxiner gw bildning per år (m 3 ) min max lower Min Max U, bound i L, bound i jord Min, Max, jord L, bound U, bound deponi hela ,0013 0,0054 0,029 0,162 2,63E 03 2,60E 03 0,058 0,079 sågområdet förorenat 1363,8 1818,4 0,0074 0,0114 0,010 0,021 2,22E 03 1,81E 03 0,003 0,004 sågområdet ej förorenat 4722,6 6296,8 0,0025 0,0067 0,012 0,042 2,92E 04 8,82E 05 0,0004 0,002 brädgård ,0013 0,0054 0,017 0,094 2,87E 04 2,50E 05 0,0003 0,005 Total 0,068 0,319 0,062 0,090 medelhalt uppmätt i grundvatten (ng TEQ/l) Upperbounbound Läckage beräknat från medelhalten i grundvatten (mg/år) Medelhalt i grundvatten uppskattat från Kd eff (ng TEQ/l) Läckage beräknat från medelhalt i jord (mg/år) Summa klorfenoler gw bildning per år (m 3 ) medelhalt uppmätt i grundvatten (µg/l) Läckage från medelhalten i gw (mg/år) Medelhalt i grundvatten uppskattat från Kd eff (µg/l) Läckage beräknat från medelhalt i jord (g/år) min max Min Max min max deponi hela ,14 3,15 4,2 2,9 65,7 87,6 sågområdet förorenat sågområdet ej förorenat ,3 1,4 1,87 0,05 0,18 0,24 brädgård Total Pentaklorfenol gw bildning per år (m 3 ) medelhalt uppmätt i grundvatten (µg/l) Läckage från medelhalten i gw (mg/år) Medelhalt i grundvatten uppskattat från Kd eff (µg/l) Läckage beräknat från medelhalt i jord (g/år) min max min max min max deponi hela ,14 3,15 4,2 1,63 36,8 49 sågområdet förorenat sågområdet ej förorenat ,02 0,07 0,09 brädgård Total

62 6.3.3 Jämförelsekriterier för belastning spridning Uppskattade föroreningsbelastning och föroreningsläckage från området i Hannäs kan ställas i relation dels till andra dioxinförorenade områden i Sverige. I tabell 6-8 listas uppskattade dioxinläckage från några andra dioxinförorenade områden i Sverige. Tabell 6-8 Uppskattade läckage av dioxin andra dioxinförorenade områden i Sverige. Jämförelsedata Belastning, dioxin i mark (g) Läckage (mg TEQ/år) Kommentar och referens Hannäs 5,5 0,06-0,3 Beräknat från viktat medelvärde av dioxinhalter i tre delområden Gamla sågen på fastighet Sand 1:26 10,7 ca 1,5 Baserat på uppmätta grundvattenhalter och skattning av grundvattenflödet. (Kemakta 2010). Jössefors industriområde 5,5 ca 2 Baserat på uppmätta grundvattenhalter och skattning av grundvattenflödet. (Kemakta, 2009). Läckage med grundvatten Stjärnsfors (f.d. kloralkalifabrik) Läckage med grundvatten Scharins (doppningsverksamhet) Läckage med grundvatten Ydrefors (doppningsverksamhet) Läckage med grundvatten Marieberg (doppningsverksamhet) 0,009 Baseras på löst + partikulärt material (Kemakta, 2004a) 0,0041-0,014 Baseras på löst material 35 (Kemakta, 2004b) 4,2-24 Baseras på löst + partikulärt material (Kemakta, 2004b) <50 0,3-2 Baseras på uppmätta grundvattenhalter (löst + partikulärt) (Kemakta, pågående) Baseras på uppmätta grundvattenhalter (löst + partikulärt) (Kemakta, 2007) Riddarhyttan 1 0,1 Baserat på uppmätta grundvattenhalter och skattning av grundvattenflödet. (Kemakta, 2006a) Baseras på löst material Bengtsfors (Kemakta, 2000) Baseras på löst + partikulärt material (Kemakta, 2000) Läckaget från Hannäsområdet härrör huvudsakligen från deponin. 6.4 Hälsorisker Hälsorisker vid vistelse inom markområdet Inom brädgården ligger uppmätta halter dioxiner och klorfenoler under platsspecifika riktvärden för hälsa, och därför är det osannolikt att negativa hälsoeffekter kan uppkomma. Jämförelse av uppmätta halter dioxiner i sågområdet med platsspecifika riktvärden visar att alla uppmätta halter ligger under platsspecifika riktvärden för industri och rekreation, och därför finns ingen risk för negativa hälsoeffekter vid dessa markanvändningar. (Se Figur 6-2, som visar integrerade platsspecifika riktvärden för dioxiner. Observera att det hälsoriskbaserade riktvärdet är samma som det integrerade riktvärdet). Endast ett fåtal 62

63 uppmätta halter överskrider hälsoriskbaserade riktvärden för de andra markanvändningarna; 10 % av prover överskrider riktvärdet för bostäder, 5 % av prover överskrider riktvärdet för hästverksamhet. För deponin är byggandet av bostäder eller etablering av industri inte aktuella markanvändningar. Vid användning för rekreation överskrider 20 % av jordproverna det platsspecifika riktvärdet och vid användning för hästverksamhet överskrider ca 30 % av jordproverna det platsspecifika riktvärdet som styrs av det hälsoriskbaserade riktvärdet. Klorfenolhalterna av jordprover inom området underskrider hälsoriskbaserade riktvärden vid alla markanvändningar. Därför är negativa hälsoeffekter från klorfenoler i mark osannolika. Figur 6-2 Percentilplott av uppmätta halter av dioxin i jord samt jämförelse med platsspecifikt riktvärden (som är hälsoriskbaserade) för olika markanvändningar Hälsorisker vid spridning till grundvatten En bedömning av hälsoriskerna i dagsläget vid konsumtion av dricksvatten har gjorts baserat på uppmätta halterna av dioxiner och klorfenoler i brunnen (Tabell 6-9). En jämförelse har även gjorts med de högsta uppmätta halterna i grundvatten på området. Med de halter dioxiner som uppmätts i brunnen skulle intaget dricksvatten leda till att TDI-värdet (det tolerabla dagliga intaget) intecknas med max 5 % för vuxna och 15 % för barn (baserat på upperbound dioxinhalten). Beräkningen baseras på att en vuxen som väger 70 kg dricker 2 l/dag av vatten och ett barn som väger 15 kg dricker 1 l/dag. 63

64 Det tolerabla dagliga intaget av dioxin överskrids alltså varken för vuxna eller barn. Intag av dioxin via dricksvatten från brunnen bedöms därför inte vara någon dominerande exponeringsväg i dagsläget. Tabell 6-9 Exponering genom intag av dricksvatten, och jämförelse med TDI-värden, för dioxiner och klorfenoler Föroreningshalter Dioxiner ng TEQ/l, upperbound ng TEQ/l, lowerbound Pentaklorfenol Brunnen 2002 Inga data 18,8* Brunnen ,0041 0, ,25 Maxhalt i grundvatten 2002 Inga data 1700 Maxhalt i grundvatten ,024 0, Dricksvattennorm 9,0 Exponering vid dricksvattenintag pg/kg bw och dag µg/kg bw och dag Vuxna Barn Vuxna Barn Brunnen ,54 1,254 Brunnen ,02 0,12 0,06 0,27 0,007 0,017 Maxhalt i grundvatten ,6 113 Maxhalt i grundvatten ,57 0,69 1,3 1,6 23,2 54,1 TDI värdet * Summa klorfenoler; halten pentaklorfenol var 9,3 µg/l µg/l Halterna av pentaklorfenol i brunnen 2002 och i två av grundvattenrören (Hannäs 5, 2002 och GW 5, denna undersökning) överskrider dricksvattennormen, och grundvatten i den norra delen av sågverksområdet är därför inte lämpligt som dricksvatten. Med halterna klorfenoler som uppmätts i brunnen 2002 skulle intaget av dricksvatten leda till att TDI-värdet intecknas med över 50 % för vuxna och överskrids för barn. Halterna klorfenoler i brunnsvatten var mycket lägre vid provtagning 2010, och underskrider dricksvattennormen, samt skulle TDI-värdet underskridas med stor marginal vid användning som dricksvatten. Med hänsyn till att exponering för dioxiner även sker från andra intagsvägar (bakgrundsexponering, kontakt med jord och damm på området i nuläget, eventuellt odling av grönsaker vid etablering av bostäder) finns det anledning att reducera den totala dioxinexponeringen för att minska risken för negativa hälsoeffekter på sikt. Grundvatten med de högsta uppmätta halter, som fanns i grundvattenrör i norra delen av sågområdet, i närheten av brunnen, är inte lämplig som dricksvatten. Vid stort uttag av grundvatten från brunnen kan föroreningstransport till brunnen från området runt såghuset och doppningskar 1 ökar, och föroreningshalter i brunnen kommer att leda till hälsorisker vid användning av vattnet som dricksvatten. Det rekommenderas därför att den lokala vattentäkten inte används för dricksvatten. Generellt är halterna av dioxiner som uppmätts i Hannäsområdet låga jämfört med andra dioxinförorenade områden, se Figur 6-3. Den lägsta halten visas i blå och den högsta halten i rött. Den högsta halten vid Hannäs är lägre än vid de andra områdena. Det är svårt att jämföra de lägsta värdena, eftersom det är upperbound-värden (i TEQ) som visas. Upperbound TEQ-värden är beräknade utifrån detektionsgränsen för kongener 64

65 som ligger under rapporteringsgränsen, och för grundvattenprov med mycket låga dioxinhalterna och många kongener som inte är detekterbara, ger detta ett viktigt bidrag till den totala halten i TEQ. Vid Hannäs fanns flera grundvattenrör med många kongener under rapporteringsgränsen, och därför är lägsta-värdet i Figur 6-3 baserat nästan helt på detektionsgränserna. Figur 6-3 Jämförelse av dioxinhalterna i grundvatten från flera dioxinförorenade områden, inklusive Hannäs Hälsorisker vid kontakt med ytvatten och sediment Eftersom föroreningshalter i ytvatten och i älv- och sjösediment var låga, är negativa hälsoeffekter från föroreningar i Nedre Fryken och Norsälven osannolika. 6.5 Miljörisker Miljörisker inom markområdet Omfattningen av risken för miljöeffekter från dioxiner i ett område styrs av såväl haltnivå och total föroreningsmängd som hur stort det förorenade området är. Halten styr risken i dagsläget för marklevande organismer. Vid bedömning av miljörisker på det förorenade området, tas även hänsyn till bioackumulering av dioxiner i näringskedjan. Ju större ett område är desto större är risken för att en betydelsefull exponering sker på området för djur högre upp i näringskedjan, eftersom djuret kan tillbringa en större del av sin tid på området och få en större del av sin föda därifrån. Detta innebär 65

66 att även stora områden med måttligt förorenade massor kan utgöra en stor miljörisk då sannolikheten för exponering är större. Den totala föroreningsmängden styr risken för spridning och bioackumulation av dioxiner i näringskedjan i recipienten på sikt. Det riktvärde som tagits fram för skydd av markmiljön vid känsliga markanvändningar överskrids av endast ett fåtal prover i deponin, och inte av några prover från brädgården och sågområdet (se Figur 6-4). Detta innebär att påverkan på marklevande djur och växter är begränsad. Även risk för bioackumulation av dioxiner i näringskedjan, både på området och i recipienter bör vara begränsad. Även för klorfenoler överskrids riktvärdet för skydd av markmiljön vid känsliga markanvändningar i endast ett fåtal prov (ca 15 % av proverna). Dessa prover togs i huvudsakligen i deponin, men även ett prov som togs 2002 vid doppningskar 1 överskrider riktvärdet. Figur 6-4 Percentilplott av uppmätta halter av dioxin i jord samt jämförelse med generella miljöriskbaserade riktvärden Inga av de uppmätta halter dioxiner i jord överskrider miljöriskbaserade riktvärden för mindre känslig markanvändning. 66

67 Figur 6-5 Percentilplott av uppmätta halter av pentaklorfenol i jord samt jämförelse med generella miljöriskbaserade riktvärden. Halterna av pentaklorfenol överskrider riktvärdet för känslig markanvändning (bostäder, hästverksamhet och rekreation) i tre provpunkter (motsvarande cirka 15 % av proverna). I endast en provpunkt ligger halten av pentaklorfenol över det miljöriskbaserade riktvärde för industriområden (mindre känslig markanvändning) Miljörisker vid spridning till recipienter Vatten Uppmätta halter dioxiner och klorfenoler i mark underskrider riktvärden för skydd av Nedre Frykens och Norsälvens ytvatten vid spridning. Detta innebär att utlakning av föroreningar från förorenad jord inte bör påverka ytvattenkvaliteten. Om läckaget av föroreningar som beräknas i avsnitt späds ut i 10 % av flödet i Norsälven (för att ta hänsyn till delvis blandning i vattenflödet), beräknas halten av klorfenoler i Norsälven ligger mellan 0,003 och 0,008 µg/l, vilket ligger långt under miljökvalitetsnormen för pentaklorfenol (0,4 µg/l). Den beräknade haltökningen av dioxiner ligger mellan 0,06 och 0,2 pg TEQ/l. Inga föroreningar detekterades i ytvatten vid provtagningstillfället, vilket var under en period med mycket lite avrinning från markområdet (tjäle i marken och snötäcke). Det är dock möjligt att högre föroreningshalter kan förekommer i ytvattnet vid andra årstider, t.ex. vid snösmältning. Även spridning av förorenat material genom erosion från slänterna av området kan påverka ytvattenkvaliteten, särskilt vid spridning av material från deponislänten och stranden nedanför deponin, där förhöjda dioxinhalter förekommer. 67

68 Sammantaget indikerar resultaten att risker för effekter i ytvattenmiljön i Nedre Fryken och Norsälven är mycket liten, men det finns osäkerheter i beräkningsunderlaget. Sediment Halterna dioxiner i sjö- och älvsediment underskrider det Kanadensiska miljöriskbaserade riktvärde för halten där biologiska effekter i sediment kan uppkomma. Detta indikerar att det finns inga risker för biologiska effekter i Nedre Fryken och Norsälven från föroreningar i sediment och ytvatten. Det finns dock osäkerheter om de uppmätta sedimenthalterna är representativa för sediment i ackumulationsbottnar i sjön, och det är möjligt att högre sedimenthalter kan förekomma. Risker på sikt Spridning av dioxiner till Nedre Fryken och Norsälven bör undvikas eftersom dioxiner ackumulerar i vattendrag (exempelvis i sediment i ackumulationsbottnar) och kan orsaka toxiska effekter på sikt. Dioxiner är persistenta miljögifter som ackumuleras i näringskedjan, och kan orsaka toxiska effekter i rovfisk, fåglar och däggdjur. Risker vid erosion Deponiområdet ligger nära Norsälven, och stora mängder massor ligger strandnära. Det finns en brant deponislänt mot älven. Det kan finnas risk för spridning av föroreningar till Norsälven genom erosion av massor och partiklar från deponin. Deponin är övertäckt med lermassor, vilket begränsar risken för spridning av partiklar. Ingen undersökning av täckskikten har gjorts i denna undersökning för att kontroller om den är heltäckande på deponislänten och bedöma effektiviteten som erosionsskydd. Översvämningsrisken för deponiområdet har klassats av myndigheten för samhällskydd och beredskap, (MSB, 2009). Enligt klassningen finns risk för översvämning vid beräknat högsta flöde enligt riktlinjer för dammdimensionering. Endast den strandnära zonen av udden norr om deponin och ett område söder om deponin klassas som risk för översvämning vid 100-årsflöde. Därför är risk för erosion vid översvämning begränsad Risker vid spridning till grundvatten Huvuddelen av Hannäsudden ligger utanför området med skyddsvärda grundvattenförekomster (se avsnitt 2.4). Avrinning från området är främst i de genomsläppliga ytliga lagren med fyllning. Det förorenade grundvatten, som ligger generellt inom djupare lagren inom området rinner mot Nedre Fryken i östra delen av området och mot Norsälven i västra delen av området och spridning av föroreningar till djupare grundvattenmagasin bör ske i liten utsträckning. Nordöstra delen av området ligger i utkanten av grundvattenförekomsten Nedre Fryken-Klarälven, och det är inom denna del av området där grundvatten med höga halter klorfenoler har uppmätts. Eftersom området ligger i utkanten av grundvattenförekomsten, med en sjö (Nedre Fryken) mellan Hannäsudden och resten av grundvattenförekomsten, förväntas stor utspädning av grundvatten från området vid flöde till grundvattenmagasinet. Därför bedöms riskerna vid spridning till grundvatten att vara måttliga. Det finns dock hälsorisker vid användning av den lokala vattentäkten som dricksvatten. 68

69 6.6 Sammanfattande riskbedömning Behov av riskreduktion och åtgärder Utgångspunkten för bedömningen av åtgärdsbehovet för det förorenade området är att området ska kunna användas i enlighet med övergripande åtgärdsmål. Markanvändningar som beaktas för delområdena är: Nuvarande markanvändning Planerad markanvändning Sågområdet Ingen användning Bostäder, industri Brädgården Hästverksamhet Utökad hästverksamhet Bostäder Industri Deponi Grönområde Utökad hästverksamhet Grönområde Vidare ska det biologiska livet i Nedre Fryken och Norsälven skyddas från negativ miljöpåverkan av föroreningar. Skydd av den lokala vattentäkten har inte prioriterats i de övergripande åtgärdsmål, eftersom det finns kommunalt vatten på området. I riskbedömningen har dock riskerna att använda vattentäkten som dricksvatten studerats. Hannäsudden ligger i utkanten av ett område med skyddsvärda vattenförekomster. Riskbedömningen visar att det finns ett begränsat behov av åtgärder på deponin och delar av sågområdet med hänsyn till hälsorisker från dioxiner och klorfenoler. Dioxinhalterna överskrider hälsoriskbaserade riktvärden inom begränsade delar av området och medelhalten av dioxiner underskrider hälsoriskbaserade riktvärdet för bostäder. Medelhalten av dioxiner i deponin överskrider hälsoriskbaserade riktvärden, men halterna i deponin varierar, och riktvärden för relevanta markanvändningar (hästverksamhet och rekreation) överskrids i endast 30 % av proverna. Hälsoriskbaserade riktvärdet för klorfenoler och bostäder överskrids endast i en punkt (Hannäs 5- som uppmättes vid undersökning 2002) som ligger i sågområdet. Medelhalten av pentaklorfenol i sågområdet ligger högre än det hälsoriskbaserade riktvärdet på grund av ett prov med mycket hög halt, men ligger under hälsoriskbaserade riktvärden för övriga markanvändningar. Riktvärden för pentaklorfenol och hästverksamhet/rekreation överskrids inte av något prov i deponin. Behov av åtgärder med avseende på risker för markmiljö bedöms också vara mycket liten. Endast ett prov från deponin har en dioxinhalt som överskrider miljöriskbaserade riktvärden, och miljöriskbaserade riktvärdet för pentaklorfenol och känsliga markanvändning överskrids av endast 15 % av analyserade prover. Medelhalten av dioxiner i alla delområden underskrider riktvärdet för känslig mark användning. Medelhalten av summa klorfenoler i sågområdet och i deponin överskrider miljöriskbaserade riktvärden för känslig markanvändning, och medelhalten i sågområdet överskrider miljöriskbaserade riktvärdet för mindre känslig markanvändning. Medelhalterna är dock mycket påverkade av ett fåtal prov med mycket höga föroreningshalter. Spridning av föroreningar från området sker i måttlig utsträckning och direkta riskerna för det akvatiska ekosystem i Nedre Fryken och Norsälven bedöms vara liten på grund av den stora utspädning som sker vid läckage av grundvatten till recipienterna. Eftersom 69

70 dioxiner inte bryts ned och kan ackumuleras i biologiskt material är det motiverat att minska utsläppen så långt det är rimligt. En fortsatt belastning på ytvattensystemet kan på sikt orsaka toxiska effekter för akvatiska djur. Därför bör åtgärd för att minska spridning av föroreningar övervägas. En jämförelse av mängden dioxiner som sprids från andra dioxinförorenade områden visar att det uppskattade läckaget är ändå relativt litet. Det finns risker för spridning av föroreningar till den lokala vattentäkten, och hälsorisker kan uppkomma vid användning som dricksvatten. Hälsoriskerna vid spridning till grundvattenförekomsten Nedre Fryken- Klarälven bedöms vara liten eftersom det kommer att vara mycket utspädning av föroreningar som eventuellt sprids från Hannäsudden (som ligger på utkanten av grundvattenförekomsten) i grundvattenmagasinet. Riskerna och behovet av åtgärder för olika delområden inom det förorenade området sammanfattas i tabell De genomförda undersökningarna indikerar att det inte finns något åtgärdsbehov för brädgården. 70

71 Tabell 6-10 Sammanfattning av åtgärdsbehov i olika delområden inom f.d. Hannäs sågverk vid beaktande av risken för negativa hälso- och miljöeffekter vid planerad markanvändning som naturmark och där delar ska kunna användas som jordbruksmark. Område Förorening Förorening smängd Sågområdet Dioxin, klorfenol Måttligt Spridning till ytvatten (baserat på mängd förorening som sprids) Liten för dioxiner, måttligt för klorfenoler Markanvändning Hälsorisk Miljörisk Spridning till grundvatten Bostäder Begränsade (10 % av proverna överskrider riktvärdet) Hästverksamhet Begränsade (5 % av proverna överskrider riktvärdet) Gröntområde Nej Nej Industri Nej Nej Potentiella hälsorisker vid användning av lokal vattentäkt. Troligtvis mindre påverkan på grundvattenföre komsten Åtgärdsbehov I delar av området vid föroreningskällorna doppningskar 1 och doppningskar 3-4. Brädgården Dioxin, klorfenol Inga Nej Bostäder Nej Nej Nej. Nej utifrån befintligt underslag Hästverksamhet Nej Industri Nej Deponin Dioxin, klorfenol Måttligt Måttligt för dioxiner, liten för klorfenoler Hästverksamhet Gröntområde Måttligt (35 % av proverna överskrider riktvärdet) Liten ett prov överskrider riktvärdet. Ingen spridning till grundvatten. Åtgärd bör övervägas. 71

72 6.6.2 Osäkerheter Det finns ett antal osäkerheter i underlaget för riskbedömningen, som redovisas nedan: Föroreningar i sågverksområdet är inte färdigt avgränsade. Det fanns ett stort antal potentiella förorenade områden inom sågverksområde (byggnader, fyra doppningskar och två dieseltapp samt transportvägar) och det finns dessutom olika uppgifter om lokalisering doppningskar 3 och dieseltapp 2. Provpunkter har placerats för att undersöka föroreningshalter i närheten av föroreningskällor, och nedströms och i området kring potentiella källor för att avgränsa föroreningar. I viss mån har avgränsning mot djupet även genomförts. Förhöjda föroreningshalter har påträffats endast i närheten av vissa föroreningskällor (doppningskar 1 och justeringsverk samt doppningskar 2 och 4 och torkhuset). De provpunkterna som valdes för att avgränsa föroreningar har föroreningshalter i nivå med bakgrundshalter. Detta betyder att volymen förorenade massor i dessa områden samt mängden föroreningar kan ha överskattats. De förorenade områden kan undersökas med tätare provpunkter för att göra en närmare avgränsning av föroreningar vid källorna. Höga klorfenolhalter har påvisats i grundvatten i sågverksområdet, men klorfenolhalterna i jord var ganska låga. Detta kan bero på att förorenat grundvatten som infiltrerat de tätare lerlagren på området är immobilt. Därför finns föroreningar som släppts ut under verksamhetstiden kvar i grundvattnet, medan föroreningar i fyllnadsmaterial har lakats ut av det större grundvattenflödet i det genomsläppliga materialet. Men det är även möjligt att det finns mark i sågverksområdet som har höga klorfenolhalter som inte påträffats i jordprovtagningen. Få provpunkter placerades i brädgården och analys genomfördes av samlingsprover, främst i det äldre fyllnadsmaterialet. Inga provpunkter placerades i norra delen av brädgården, vid magasinsbyggnader och väster om magasinsbyggnaderna. Provtagning var inriktad på undersökning av dioxinhalter i ytliga skikt, därför har inga prov har analyserats från leran som underlagrar fyllnadsmaterialet. De uppmätta föroreningshalterna i brädgården var dock låga, och det finns inga uppgifter som indikerar att högre föroreningshalter förekommer i den norra delen av brädgården. Dioxinhalten i grundvattenröret som ligger vid en transportväg till brädgården var något förhöjd. Detta indikerar att spill/dropp av föroreningar på brädgården kan ha skett. En mycket stor volym av spån och bark finns i deponin, som är mycket djup och har omfattande utbredning. Ett antal provpunkter placerades i deponin, men det finns ändå osäkerheter om hur representativa de uppmätta halterna är för hela volymen i deponin. Det finns även osäkerheter om var slam från doppningskaren tömdes i deponin och där föroreningshalterna kan vara mycket höga. Omfördelning av massor vid brand och schaktarbete för vägbygget har skett, vilket gör lokaliseringen av massorna med höga föroreningshalter mycket osäker. Inga prov har tagits av spån och bark som använts som jordförbättringsmedel för att möjliggör plantering på västra stranden udden. Det är oklart om spadprover som togs vid stranden nedanför deponin har förhöjda dioxinhalter på grund av spridning från deponin eller på grund av direkt 72

73 dumpning av spån/bark/slam i älven. Utbredning av området med förhöjda halter i strandzonen är oklart. Vid sedimentprovtagning togs prov i det lokala området, där transportbottnar av fast lera påträffats. Djupa bottnar där sediment ackumuleras påträffades inte. Det är möjligt att sedimentackumulation sker i Nedre Fryken (sedimentackumulation är mindre sannolik i Norsälven), och därför kan det finnas sediment i recipienterna med högre föroreningshalter än de som påträffats vid denna undersökning. Eventuella föroreningar i ackumulationsbottnar i Nedre Fryken kan dock inte säkert härledas till Hannäs eftersom det kan även finns andra potentiella föroreningskällor. Provtagning av ytvatten gjordes under en period när spridning av föroreningar från området förväntas vara liten. Vid provtagningstillfälle fanns tjäle i marken och nederbörd var i form av snö, därför förväntas ingen spridning av föroreningar i löst form eller i partikelform till ytvattnet. Det är möjligt att högre halter av föroreningar, särskilt i partikelform, påträffas i ytvatten under andra årstider, till exempel vid snösmältning. Dock förväntas inte spridning från området leda till ytvattenhalter där risker för den akvatiska miljön uppkommer. Endast grova uppskattningar av volymerna förorenade massor och mängden föroreningar har kunnat göras. Det finns byggnadsrester (exempelvis husgrund) i marken i sågverksområdet som inte har undersökts. Höga föroreningshalter kan förekomma i byggnadsmaterial. Ledningar på området har inte undersökts. Ledningar inom sågverksområdet kan innehålla förorenat slam, som kan spridas till ytvatten. Övriga risker kan uppkomma, exempelvis, risk för brand i deponin. 73

74 7 Översiktlig åtgärdsutredning och bedömning av måluppfyllelse 7.1 Förutsättningar för åtgärdsutredningen Det nu genomförda uppdraget har inte omfattat en komplett åtgärdsutredning, utan endast en översiktlig diskussion över möjliga saneringsåtgärder. Det bör noteras att uppskattade föroreningsmängder och föroreningsvolymer samt tillhörande kostnader för åtgärder är mycket översiktliga och ungefärliga. Den förorenade jorden som finns på området och som kommer att bli aktuellt för en åtgärd består spån och bark i deponin, och av fyllnadsmaterial samt leriga jordarter (torrskorpelera eller morän) i sågverksområdet. Även förorenade byggnadsrester (husgrund eller rivningsrester) kan finnas i sågverksområdet. Med beaktande av uppställda övergripande åtgärdsmål bör åtgärd av deponin övervägas för att minskar på hälsoriskerna vid användning av området för hästverksamhet och för rekreation, samt för att minskar miljöriskerna på området och vid spridning av föroreningar till Norsälven. Åtgärder i begränsade delar av sågverksområde bör övervägas för att minska hälsoriskerna vid användning av området för bostäder eller hästverksamhet, för att kunna etablera en fungerande ekosystem i markmiljön och för att undvika spridning till den lokala vattentäkten, samt till Nedre Fryken. På sågverksområdet har mycket höga halter klorfenolhalter i grundvatten uppmätts i området som har fungerat som en lokalvattentäkt och som ligger inom området som klassas som grundvattenförekomst (se avsnitt 2.4). Därför finns en översiktlig diskussion av åtgärder av grundvatten i detta kapitel. 7.2 Klassning av uppgrävda förorenade massor Haltgränser för farligt avfall Vid en eventuell sanering är val av metod för omhändertagande och hantering av uppgrävda förorenade massor beroende av bl.a. hur stor andel som klassas som farligt avfall. Avfall Sverige har tagit fram bedömningsgrunder gällande klassificering av förorenade massor som farligt avfall (Avfall Sverige, 2007) som utgår från EGdirektivet om farligt avfall vilket i Sverige har implementerats i Avfallsförordningen (SFS, 2001). Avfall Sveriges föreslagna haltgränser för klassificering av förorenade massor som farligt avfall är: Dioxiner ng TEQ/kg Ts Pentaklorfenol 1000 mg/kg Ts Klorfenoler (ej pentaklorfenol) 2500 mg/kg Ts Inga av uppmätta halter i jord från Hannäs överskrider haltgränserna för farligt avfall Klassning avseende omhändertagande på extern deponi Naturvårdsverkets föreskrifter om deponering, kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid anläggningar för deponering av avfall (NFS 2004:10) reglerar deponering 74

75 vid olika typer av deponier. Föreskrifterna styr deponeringen av avfall i tre klasser, deponier för farligt avfall, deponier för icke-farligt avfall samt deponier för inert avfall. Föreskriften innehåller gränsvärden för lakbarhet av föroreningar, men dessa omfattar inte organiska ämnen som dioxiner eller klorfenoler. NFS 2004:10 innehåller ett antal gränsvärden för organiska parametrar som ska beaktas vid klassning avseende omhändertagande på mottagningsanläggning för avfall. För TOC gäller att halten får uppgå till maximalt 3 % för deponering som inert avfall, 5 % som icke farligt avfall och 6 % som farligt avfall. Innehållet av organiskt material i bark och spånmaterial inom undersökningsområdet med stor sannolikhet överskrider gränsvärdet för deponering. Däremot förväntas annat material av huvudsakligen minerogent ursprung som schaktas ur i samband med åtgärd inom sågverksområdet uppfylla kraven för deponering som inert avfall vad gäller innehållet av organiskt kol. Detta styrks även av de analyser som gjorts av glödrest på sågverksområdet som omräknats till TOC där halter av TOC maximalt uppgår till ca 2 % i de prov som har lerig karaktär. Hantering av avfall innehållande persistenta organiska föroreningar (POP) regleras enligt Europaparlamentets och rådets förordning nr 850/2004 om långlivade organiska föreningar och ändring av direktivet 79/117/EEG (POP-förordningen). Kriterier för massor förorenade med dioxin och furan (PCDD/PCDF) regleras i förordningens artikel 7, och Avfalls Sveriges haltgräns för dioxiner är baserad på dessa kriterier. För massor innehållande exempelvis PCDD/PCDF föreskrivs att massorna skall bortförskaffas eller återvinnas på ett sätt som garanterar att de långlivade organiska föreningarna förstörs eller omvandlas irreversibelt och att återstående avfall inte uppvisar långlivade organiska föroreningars egenskaper. För massor med en maximal halt PCDD/PCDF på ng TEQ/kg TS kan undantag medges för deponering eller annan bortskaffning. Massor med högre halt skall förstöras alternativt omvandlas irreversibelt exempelvis genom förbränning. Förordningen ger dock möjlighet till deponering av massor på deponi för farligt avfall eller i djupförvar i haltintervallet ng TEQ/kg efter solidifiering/stabilisering om detta är tekniskt möjligt. Alla uppmätta halter i mark vid Hannäs ligger långt under ng TEQ/kg. 7.3 Möjliga åtgärdsmetoder Ett antal åtgärdsmetoder och kombinationer av metoder kan användas vid efterbehandling av förorenade områden. Metoderna kan indelas i grupper beroende på vilka aktiviteter som behandlingen medför på platsen, samt vilka behandlingsprocesser som används. Metoder som används in situ, dvs. metoder som kan tillämpas utan att den förorenade jorden grävs upp. Uppgrävning av förorenade massor med utsortering av förorenade fraktioner för fortsatt omhändertagande eller behandling. Behandling av uppgrävda massor kan ske on-site (på plats) eller off-site (på annan plats). Omhändertagande eller behandling kan ske med olika metoder, som diskuteras nedan In situ åtgärder På grund av föroreningarnas karaktär (särskilt dioxiner) bedöms metoder som driver av föroreningar i gasfas ( t.ex. vakuumextraktion, air sparging eller pumpning) inte vara lämpliga för Hannäsområdet. Metoder för biologisk behandling av dioxiner och klorfenoler börjar utvecklas, men dessa metoder kan inte appliceras i fält ännu. 75

76 Generellt är det svårt att säkerställa resultatet av behandlingen med in-situ behandlingsmetoder Urvalet av metoder som kan användas utan föregående uppgrävning begränsas därför till skyddsåtgärder mot exponering (täckning och geonät) samt spridningsbegränsande åtgärder (inneslutning och stabilisering). För Hannäsområdet är inte spridningsbegränsande åtgärder eller inneslutning lämpliga, eftersom utströmningsområden finns längs uddens stränder. På grund av kostnaderna begränsas stabiliseringsmetoder vanligtvis till mycket förorenade massor. För de mindre förorenade massorna skulle en stabilisering ge större kostnader än att byta ut massorna. Man skulle även få större kostnader för exempelvis grundläggning och därtill ändra förhållandena på platsen på ett sådant sätt att det väsentligt skulle påverka framtida markmiljö, främst möjlighet för växter att etablera sig. Skyddstäckning återstår som möjlig in-situ-metod. Denna metod beaktas i åtgärdsutredningen Uppgrävning av förorenad jord för omhändertagande En tillämpbar åtgärdsmetod innebära att delar av jorden schaktas bort för någon form av omhändertagande, antingen på annan plats (off-site) eller på Hannäsområdet (on-site), beroende på bl.a. dioxinhalter och innehåll av organiskt material (se avsnitt 7.2). Att den dominerande föroreningen i området utgörs av dioxiner och klorfenoler reducerar även antalet möjliga omhändertagandemetoder då t.ex. biologisk behandling, eller jordtvätt inte lämpar sig för dioxinförorenade massor, och få av de möjliga metoder för omhändertagande av dioxin- och klorfenolförorenade massor är lämplig för on-site behandling, dels av ekonomiska skäl, dels på grund av tillståndshanteringen. Massorna måste därför hanteras off-site och förs till en mottagningsanläggning med tillstånd att ta emot massorna. Vart massorna går kan ännu inte bestämmas eftersom det avgörs av vilka utrustningar, metoder och deponimöjligheter som finns tillgängliga när saneringen ska utföras samt vilka priser de olika aktörerna då kan erbjuda. Möjliga behandlingar hos mottagare Hos mottagaren skulle ett antal olika behandlingar kunna erbjudas. Termisk avdrivning Förbränning Biologisk behandling/nedbrytning Andra behandlingsmetoder, exempelvis separering genom jordtvätt, separering genom elektriskt/magnetiskt flöde, kemisk separering, är inte lämpliga för dioxin- eller klorfenolförorenade massor. Dioxinförorenad jord kan behandlas genom förbränning eller möjligen termisk avdrivning, i varje fall för massor med högre föroreningshalter. Det finns i Sverige inga anläggningar som tar emot dioxinförorenad jord för termisk avdrivning. Mobila anläggningar finns, men eftersom volymen dioxinförorenad jord, och den totala mängden dioxin på området bedöms vara relativt liten, är kostnaden för etablering av en mobilanläggning på en behandlingsanläggning för Hannäs orimligt hög. Biologisk behandling har tidigare bedömts vara mindre lämplig för behandling av dioxiner, som är 76

77 mycket svår nedbrytbara. Förbränning under kontrollerade förhållanden är en lämplig behandlingsmetod för dioxiner och pentaklorfenoler eftersom föroreningar destrueras. Deponering av förorenade massor är ett alternativ omhändertagande. Vid deponering, läggs massor i en deponi med barriär egenskaper som skall hindra exponering av människor och miljön för föroreningarna. 7.4 Föreslagna åtgärdsmetoder Följande åtgärdsmetoder bedöms som aktuella för Hannäsområdet och har beaktats vidare i bedömningen och den översiktliga kostnadsskattningen: Urschaktning o Deponering externt o Förbränning, avser delmängder med högt organiskt innehåll såsom spån och bark. Övertäckning Utöver dessa alternativ redovisas även konsekvenserna av ett nollalternativ, där inga efterbehandlingsåtgärder genomförs. Nedan ges en översiktlig beskrivning av de olika åtgärdsmetoderna. En sammanställning av beaktade åtgärdsmetoder finns i Tabell Urschaktning En vanligt förekommande åtgärd för förorenade markområden som reducerar eller eliminerar föroreningskällan är urschaktning och omhändertagande av förorenad jord. En fullständig urschaktning av förorenad jord medför att källan för spridningen till omgivande yt- och grundvatten avlägsnas samt att markområdet kan användas utan begränsningar och restriktioner. Urschaktning sker normalt i enlighet med de åtgärdsmål som tagits fram för den aktuella markanvändningen. I fall där stabilitetsproblem finns eller om schaktning behöver ske under grundvattenytan kan det krävas att spont installeras innan urschaktning kan ske. Åtgärden kan behöva kombineras med en avledning eller pumpning och rening av länsvatten för att hindra föroreningsspridning under schaktentreprenaden. När förorenade massor schaktas upp för att omhändertas genomförs i regel någon form av förbehandling som första åtgärd. Förbehandlingen kan vara exempelvis sortering baserat på olika kriterier som föroreningsgrad, typ av förorening eller jordart Deponering av förorenad jord Ett sätt att omhänderta urschaktad jord med föroreningar är genom deponering. Med hänsyn till de uppmätta halterna av föroreningar i jord vid Hannäs kan placering bli aktuell på en deponi för icke-farligt avfall (IFA). Metoden innebär ingen destruktion av föroreningarna. Eftersom mängden massor för deponering från Hannäs inte förväntas vara stora (massor från deponin har för hög halt av organiskt material för att kunna deponeras) har inte anläggning av en lokal deponi på plats beaktats (den främsta anledningen till att anlägga en deponi är att reducera mängden massor som måste transporteras längre sträckor). Anläggning av en lokal deponi är inte heller förenligt med de övergripande åtgärdsmålen. 77

78 När det gäller deponering styrs mottagningskriterierna bland annat av föroreningsinnehåll och organiskt innehåll i enlighet Naturvårdsverkets författningssamling (NFS 2004:10). Om massor med mycket höga föroreningshalter förekommer på området kan placering bli aktuell på en deponi farligt avfall (FA). För massor av minerogen karaktär med dioxinhalter mindre än ng TEQ/kg TS, som är fallet för massorna i Hannäs förutom spån och bark i deponin som har för högt halt av organiskt material, uppger SAKAB (personlig kommunikation Sven Olof Andersson) att deponering på en IFA-deponi är möjlig Förbränning av förorenade massor Förbränning sker vid en hög temperatur (vanligtvis mer än C) och vid närvaro av syre varvid organiska föroreningar omvandlas till oorganiska restprodukter. Metoden är en etablerad teknik för behandling av främst organiska föroreningar, exempelvis dioxiner. Förbränning lämpar sig för samtliga typer av jordar. En nackdel med metoden är att den är dyr. Vid SAKAB, utanför Kumla, förbränns dioxinförorenade massor. Man uppger att man i allmänhet förbränner dioxin i en roterugn ( C), men att förbränning i rosterpannor ( C) förkommer. SAKAB påpekar att förbränningspriset även styrs av massornas energiinnehåll. För massor med en dioxinhalt lägre än ng TEQ/kg Ts och ett värmevärde över 10 MJ/kg kan priset för förbränning vara mycket lägre. Eftersom halterna dioxiner i förorenade massor från Hannäs är mycket lägre än haltgränsen för farligt avfall, bör förbränning av spån och bark, som har hög energiinnehåll kunna göras i vanliga förbränningsanläggningar. Det finns dock krav på rökgasreningssystemet på den anläggning som tar emot förorenade spån och bark. Förbränning av dioxinförorenat spån och bark kan göras vid vissa värmeverk, exempelvis E.ON:s anläggning i Norrköping (personlig kommunikation Magnus Rapp) och vid Vattenfalls anläggning i Uppsala (personlig kommunikation Anders Willén). Förbränning i en lokal anläggning skulle minska transportkostnaderna Övertäckning Ett alternativ till deponering på en extern deponi kan vara att låta massorna ligga kvar och istället täcka över de förorenade massorna. Syftet är i detta fall att förhindra direktkontakt med ytligt förorenade massor. Täckning för att reducera infiltrationen av vatten genom massor i den omättade zonen bedöms vara mindre lämplig för Hannäs, eftersom vattenflödet genom de förorenade massor består även av grundvatten som bildas uppströms de förorenade områdena. Därför övervägs en mindre kvalificerade övertäckning i åtgärdsutredningen. En sådan övertäckning skulle kunna utgöras av ett utlagt geomembran, med massor ovanpå. Anläggning av ett tätskikt på deponin är inte lämplig på grund av gasbildningen som sker vid nedbrytning av organiskt material (spån och bark). En positiv aspekt med en övertäckning är att mängden förorenade massor som måste transporteras från området reduceras. Vid anläggande av en kvalificerad övertäckning krävs dock stora mängder material för att utforma övertäckningen, material som måste transporteras till området. Den positiva effekten avseende kostnader och reducerad miljöbelastning för transport av förorenade massor från området uppvägs av transporter av täckmassor till området. Den långsiktiga beständigheten av en enklare övertäckning av typen geomembran är dock inte säkerställd. 78

79 För områden angränsande mot ett vattendrag kan erosionsskyddande åtgärd behöva vidtas för att minska spridningen av partikelbundna föroreningar. Erosionsskydd kan utformas genom utläggning av grov makadam (från 30 mm upp till mindre block) i slänter och i vattenlinjen. Ett sådant erosionsskydd ger även skydd om åtkomst men förhindrar inte infiltration av nederbörd. Detta bedöms som ett möjligt övertäckningsalternativ för deponislänterna mot Norsälven. Det bör dock noteras att erosion av finpartiklar inte helt hindras med denna åtgärd. Tabell 7-1 Åtgärdsmetod Sammanställning av beaktade åtgärdsmetoder och bedömning av metodernas lämplighet för tillämpning i Hannäs. Bedömd effektivitet för förekomm ande förorening av dioxin Bepröva d teknik Bedömd lämplighet för de lokala förhållandena Nollalternativet Kommentar Platsspecifika riktvärden överskrids inom begränsade delar av området. Risk finns för såväl hälsoeffekter vid direktkontakt som spridning till ytvatten och den lokala vattentäkten. Skulle kräva restriktioner för markanvändningen. Urschaktning Fungerar i flertalet situationer. Extern deponering Anläggning av lokal deponi Förbränning Enklare övertäckning 1) ++ Övertäckning för begränsning av erosion 1) Ingen saneringsmetod 1) ++ + (för delar av området) + (för delar av området) Innebär att problemen flyttas till annan plats. Medför behov av transporter. Ej rimlig med hänsyn till tänkta markanvändningar och att endast mindre volymer massor behöver deponeras. Tänkbar off-site, ej möjlig on-site. Fungerar på dioxin men kostsam. Möjlighet dock att reducera priset genom utnyttjande av energiinnehållet i spån och bark i en lokal anläggning. Medför behov av transporter. Föroreningar destrueras Den långsiktiga beständigheten på övertäckningen osäker. Föroreningen lämnas kvar. Risk för direktexponering reduceras. Ger restriktioner för markanvändningen. Ingen reduktion av infiltration. Föroreningen lämnas kvar. Risken för direktexponering minskas. Minskar risken för spridning via erosion genom förbiströmmande ytvatten. Risk för fortsatt spridning med grundvattnet. Ger restriktioner för markanvändningen. 7.5 Studerade åtgärdsalternativ I detta avsnitt beskrivs de olika åtgärdsalternativ som utvärderas vidare med översiktliga kostnadsskattningar. Förutom nollalternativet beaktas urschaktningsalternativ där halter över platsspecifika riktvärden eller andra riktvärden schaktas ur där detta förekommer. 79

80 7.5.1 Nollalternativet Nollalternativet innebär att inga efterbehandlingsåtgärder genomförs. Detta kan dock innebära oacceptabla risker på såväl kort som lång sikt. Platsspecifika riktvärden överskrids inom delar av området. Risk finns för såväl hälsoeffekter vid direktkontakt som spridning till ytvatten och grundvatten. Delar av jordmassorna klassas som farligt avfall. Vidare medför nollalternativet krav på restriktioner för markanvändningen Åtgärder för deponin För deponin har endast urschaktning av spån och bark med omhändertagande genom förbränning övervägts (se Tabell 7-2). Urschaktning i olika omfattning har studerats; urschaktning av hela deponin, urschaktning till platsspecifika riktvärden för hästverksamhet och rekreation, samt urschaktning av endast de mest förorenade områdena; massor med halter som överskrider Naturvårdsverkets generella riktvärde för skydd av markmiljö, (2000 ng TEQ/kg TS). För alternativ tre, där föroreningar över de platsspecifika riktvärdena skall lämnas kvar i marken, kompletteras urschaktning med övertäckning för att begränsa tillgängligheten av föroreningarna. Tabell 7-2 Åtgärdsalternativ Studerade åtgärdsalternativ för deponin, Hannäs. Åtgärdsalternativ 0 Nollalternativet Urschaktning, hela deponin Urschaktning enligt platsspecifika riktvärden för hästverksamhet och rekreation Begränsad schaktåtgärd samt övertäckning för att begränsa åtkomst och erosion * Massor för åtgärd Samtliga områden (ingen åtgärd) Hela deponin Områden med dioxinhalter över platsspecifika riktvärden Områden endast med dioxiner halter som överskrider miljöriskbaserade riktvärde för MKM (2000 ng TEQ/kg TS) *För deponislänten och strandlinjen utläggs erosionsskyddande övertäckning Omhändertagande av massor Förbränning i avfallsförbränningsanläggning Förbränning i avfallsförbränningsanläggning Förbränning hos SAKAB Förbrännning i avfallsförbränningsanläggning Förbränning hos SAKAB Spån och bark kan inte deponeras på grund av deras höga halter av organiskt material. Eftersom massorna från deponin har halter som understiger haltgränsen för dioxiner som skulle innebär klassning som farligt avfall, borde massorna kunna omhändertas vid förbränningsanläggningar (värmeverk), och behöver inte skickas för förbränning hos SAKAB, men även kostnader för omhändertagande hos SAKAB har uppskattats. Kostnader för förbränning som farligt avfall hos SAKAB har inte beräknats för alternativ 1, där hela deponin skall åtgärdas och därför stora mängder massor antas vara aktuella för åtgärd. Alternativ 1 inkluderas för att undersöka om hela deponin kan åtgärdas om mottagningskostnaderna är låga, till exempel, och spån och bark kan användas i lokala värmeverk. 80

81 7.5.3 Åtgärder för sågverksområdet För såghusområdet har urschaktning av jord i de mest förorenade områden studerats. Baserat på tillgängliga undersökningsresultat har såghusområdet och torkhusområdet identifierats som områdena där de högsta halter markföroreningar har påträffats. Endast de massorna som överskrider platsspecifika riktvärden för olika markanvändningar behöver avlägsnas. Urschaktning i tre olika omfattningar har studerats, baserat på urschaktning till platsspecifika riktvärden för bostäder, hästverksamhet och industri (se Tabell 7-3). Urschaktning av alla massor som överskrider platsspecifika riktvärdena för bostäder kräver den mest omfattande urschaktningsåtgärden och urschaktning av endast massor med halterna som överskrider platsspecifika riktvärden för industri kräver den minst omfattande urschaktning. Tabell 7-3 Åtgärdsalternativ Studerade åtgärdsalternativ för såghus och torkhusområden, Hannäs. Åtgärdsalternativ 0 Nollalternativet Urschaktning enligt platsspecifika riktvärden för bostäder Urschaktning enligt platsspecifika riktvärden för hästverksamhet Urschaktning enligt platsspecifika riktvärden för industri Område Samtliga områden (ingen åtgärd) Såghus- och torkhusområden Såghus- och torkhusområden Såghus- och torkhusområden Omhändertagande Deponering i IFA deponi Deponering i FA deponi Deponering i IFA deponi Deponering i FA deponi Deponering i IFA deponi Deponering i FA deponi Två alternativ har studerats för omhändertagande av massorna från sågverksområdet; deponering vid en deponi för icke-farligt avfall (IFA) och deponering vid en deponi för farligt avfall (FA). Massorna är av minerogent karaktär, och med en TOC halt som ligger generellt under 2 % av torrsubstansen. Eftersom massorna har dioxin- och klorfenolhalterna som ligger under Avfall Sveriges haltgränser som innebär klassning som farligt avfall, bör massorna kunna tas emot på en deponi för icke-farligt avfall. Deponering för en deponi för farligt avfall har också beaktats 7.6 Bedömd riskreduktion i relation till övergripande åtgärdsmål För åtgärdsalternativ som innebär urschaktning av förorening till platsspecifika riktvärden reduceras hälsorisker för människor som vistas på området enligt den antagna markanvändningen. Riskerna för markmiljön reduceras så att ett markekosystem kan etableras med de biologiska funktioner som krävs av aktuell markanvändning. Om marken saneras till riktvärden för mindre känslig markanvändning, exempelvis för industri eller rekreation, är den framtida användningen av området begränsad, och området kan inte användas för känslig markanvändning, exempelvis bostäder, utan risk för hälsa eller risk för att markmiljön inte stödja alla funktioner för markanvändningen, till exempel för odling, eller tillväxt av annan vegetation. 81

82 Åtgärdsalternativ som innebär att källtermen för förorening avlägsnas genom fullständig urschaktning innebär att risken för spridning kommer att reduceras påtagligt eller helt elimineras på sikt. På kort sikt kan en viss restkontaminering förekomma i grundvattenzonen. Vid alternativ som innebär en partiell urschaktning av de förorenade massorna kommer spridningen grovt sett att reduceras i proportion till avlägsnad mängd förorening. För åtgärdsalternativen i deponin som innebär endast urschaktning av massor med dioxinhalter över 2000 ng TEQ/kg och sedan övertäckning måste markrestriktioner sättas för området. Den partiella urschaktningen av de mest förorenade massorna samt övertäckningen innebär dock att risken för direkta hälsoeffekter kommer att reduceras väsentligt eftersom oavsiktlig åtkomst/exponering förhindras vid vistelse på området. Observera att det redan idag finns täckmassor på deponin, som begränsar åtkomsten för förorenade massor. Erosionsrisker för deponin bedöms vara begränsad, men borttagning av förorenade massor i deponin kommer att reducera spridningsrisker i proportion till avlägsnad mängd föroreningar. Även täckning av deponin, som föreslås som komplement till åtgärd med bara partiell borttagning av föroreningar i deponin, bör minska spridningsriskerna, särskilt om täckskiktet i deponislänten utformas som erosionsskydd. 7.7 Kostnader för olika åtgärdsalternativ Förutsättningar för kostnadsskattningar I tabell 7-4 ges à-priser för de moment som omfattas av de olika åtgärdsalternativ som diskuteras för området. Angivna à-priser i detta avsnitt är ungefärliga och baserar sig på prisuppgifter från andra miljöutredningar, samt samtal med deponier (Gryta avfallsstation, Vafab Miljö, Västerås; Isätra avfallsstation, Vafab Miljö, Sala; samt SAKAB, Kumla) och förbränningsanläggningar (E.ON, Norrköping, Vattenfall, Uppsala samt SAKAB, Kumla). För transportkostnad till en mottagningsanläggning (deponi eller förbränningsanläggning) antogs att anläggning finns inom ett avstånd av ca 8-25 mil. Tabell 7-4 Antagna à-priser för olika åtgärdsmoment. Moment Kostnad Antagen kostnad schaktning, sortering, miljökontroll (kr/ton) Ersättningsmassor, övertäckningsmassor (kr/ton) Kostnad transport till mottagningsanläggning Mottagningskostnad på IFA deponi (kr/ton) Mottagning FA deponi (kr/ton) Förbränning (kr/ton) - avfallsförbränningsanläggning Förbränning (kr/ton) SAKAB Geomembran (kr/m 2 ) Övrigt (projektering, byggherrekostnader mm) 10 % Kostnad för transport av ersättningsmassor till området inte inräknat 82

83 Ytor och volymer för åtgärd Områden för åtgärd visas i Figur 7-1. För deponin har ytorna på båda sidorna vägen uppskattats. Såghusområdet och torkhusområdet är som i Figur Vid omräkning mellan volym och mängd massor ansätts en densitet på 1,6 ton/m 3 för jordmassor och en densitet på 900 kg/m 3 för spån och barkmaterial. För beräkningarna har vi antagit att andelen massor med halter som överskrider platsspecifika riktvärden eller generella riktvärden är samma som andelen analyserade prov med föroreningshalter (dioxiner eller pentaklorfenol) som överskrider riktvärdena. Ytorna, andel av massorna som skall åtgärdas, antaget schaktdjup samt uppskattad volym och vikt av massorna för åtgärd visas i Tabell 7-5. Åtgärdsdjupet varierar mellan de olika delområdena. I kostnadsberäkningarna beaktas osäkerheten genom att variera åtgärdsdjupet för respektive delområde. Det antas att hela schaktdjupet åtgärdas i varje provpunkt där föroreningar förekommer. Schaktdjupet är djupet till botten av det förorenade skiktet (se avsnitt 5.8.1). Detta kan överskatta åtgärdsbehovet där föroreningar är begränsade till ett tunt skikt i marken. Om föroreningar ligger i djupa jordskikt, måste överliggande jord schaktas ut för att komma åt det förorenade skiktet. Tabell 7-5 Uppskattning av volym och vikt av massorna för åtgärd i olika åtgärdsalternativ. Yta (m 2 ) Schaktdjup (m) Andel massor för åtgärd Volym (m 3 ) Densitet (kg/m 3 ) Vikt (ton) medel max medel max medel max Deponi Hela deponin ,1 4, Platsspecifika riktvärden hästverksamhet och rekreation MKM för markmiljö, 2000 ng/teq/kg Såghus/torkhusområden Platsspecifika riktvärden bostäder Platsspecifika riktvärden hästverksamhet Platsspecifika riktvärden industri 0, , ,5 1,85 0, , ,

84 Figur 7-1 Ytorna för åtgärd som har antagits i åtgärdsutredning (brädgården omfattas inte av åtgärdsutredningen) 84