. Modifierat förslag till platsspecifika riktvärden för F d BT Kemi-området i Svalövs kommun

Transkript

1 Textbilaga 4 till huvudstudie version 3. Modifierat förslag till platsspecifika riktvärden för F d BT Kemi-området i Svalövs kommun Upprättad av Mark Elert Celia Jones Kemakta Konsult AB September 2003 Reviderad Februari 2004 P:\1224\ \Data\B2\Arbetsrapport\Text\Samlingsdok\Version 3\textbilaga 4.doc

2 Kemakta Innehåll 1 INLEDNING 3 2 URVAL AV ÄMNEN 3 3 MARKANVÄNDNING OCH EXPONERINGSVÄGAR 4 4 FÖRSLAG TILL PLATSSPECIFIKA RIKTVÄRDEN 5 5 ÄMNESSPECIFIKA DATA FÖR BERÄKNINGARNA 7 Fysikaliska kemiska data 7 Toxikologiska data 7 6 BERÄKNING AV HÄLSORISKBASERADE RIKTVÄRDEN 9 Exponeringsantaganden 9 Direkt intag av jord 9 Hudkontakt 10 Inandning av damm 10 Inandning av ångor 10 Intag av växter 11 Intag av fisk 11 Användning av ytvattnet 12 Integrering av riktvärden 12 7 BERÄKNING AV MILJÖRISKBASERADE RIKTVÄRDEN 12 Riktvärden baserade på effekter i markmiljön 12 Spridning till ytvatten 14 Utlakning från jorden 15 Utspädning 15 Förslag till riktvärden baserade på effekter i ytvattenmiljö 17 REFERENSER 18 APPENDIX 1: STYRANDE FAKTORER FÖR DE OLIKA RIKTVÄRDENA 20 APPENDIX 2: TOXICITETSDATA 23 APPENDIX 3: FYSIKALISK-KEMISKA DATA 24 APPENDIX 4: FRAMTAGNING AV MILJÖRISKBASERADE VÄRDEN FÖR MARK OCH YTVATTEN 25

3 Kemakta Inledning Förslag på platsspecifika riktvärden för klorfenoler, fenoxisyror och dinoseb i mark inom BT Kemiområdet har tidigare tagits fram av Kemakta Konsult AB på uppdrag av länsstyrelsen i Skåne län (Elert et al., 2002). I samband med huvudstudien för BT Kemi har nya undersökningar och analyser lett till vissa ändrade förutsättningar vilket föranlett en revidering av de platsspecifika riktvärdena. I denna bilaga redovisas ett modifierat förslag till platsspecifika riktvärden för f d BT Kemi-området i Teckomatorp. Riktvärden har dessutom tagits fram för polyklorerade dibensodioxiner och -furaner (dioxin). Området är enligt kommunen tänkt att användas som naturområde samt som område för småindustri. Platsspecifika riktvärden som tar hänsyn till hälso- och miljöeffekter vid tilltänkt framtida markanvändning har tagits fram. I riktvärdena tas hänsyn till de ämnen, transportvägar och exponeringsvägar som är relevanta för området och den planerade användningen av marken liksom till spridning av föroreningar från området. De toxikologiska, ekotoxikologiska, fysikaliska och kemiska data som krävs för att beräkna platsspecifika riktvärden har tagits fram. Klorfenoler och dioxin finns medtagna i Naturvårdsverkets lista med generella riktvärden (Naturvårdverket, 1997a och 1997b). De data som användes där har reviderats med avseende på nyare studier av dessa ämnens egenskaper. Inga riktvärden har tidigare har tagits fram för klorkresol, fenoxisyror och dinoseb, därför har nödvändiga data samlats in från litteraturen. Modellen för att beräkna de platsspecifika riktvärdena bygger på de modeller som använts för att ta fram Naturvårdsverkets generella riktvärden och det förslag till riktvärden för bensinstationer som tagits fram av Naturvårdsverket och Svenska Petroleum Institutet (Naturvårdsverket och SPI, 1998). I vissa avseenden har dessa modeller dock modifierats, bland annat med avseende på val av exponeringsvägar och exponeringsparametrar samt beskrivningen av spridning av föroreningar i ångfas och med grundvattnet. 2 Urval av ämnen I undersökningarna utförda 1997 och 2000 har ett urval av klorfenoler, fenoxisyror och andra bekämpningsmedel analyserats. De föroreningar som hittats i betydande halter och använts som indikatorsubstanser är: Klorfenoler Klorkresol Fenoxisyror Dinoseb Platsspecifika riktvärden har beräknats för dessa ämnen. Dessutom har riktvärden tagits fram för dioxin.

4 Kemakta Markanvändning och exponeringsvägar Området är tänkt att användas som naturområde samt som område för småindustri. På en rad punkter avviker de framtida förutsättningarna för området från de som antagits vid beräkning av de generella riktvärdena: Grundvattnet i det övre grundvattenmagasinet används inte för dricksvatten utan skall huvudsakligen avledas till Braån. Någon omfattande odling av grönsaker på området är inte trolig. Däremot antas att ätliga växter, bär och svampar kan plockas på den del som skall utgöra naturmark. Förhållandena för spridning av föroreningar till ytvatten skiljer sig från de som används i den generella modellen eftersom området är relativt stort och ligger nära en mindre ytvattenrecipient. Vid beräkningarna av de platsspecifika riktvärdena antas att den dränerande pumpning och avledning av grundvatten som för närvarande pågår kommer att avbrytas. De högsta föroreningshalterna ligger företrädesvis någon till några meter under markytan och föroreningarna är därmed begränsat tillgängliga för människor. Platsspecifika riktvärdena har därför tagits fram för olika djup. Hur djupt en förorening ligger påverkar framförallt exponeringsvägarna: direkt intag av jord hudkontakt inandning av damm inandning av ångor intag av växter. I tabell 3.1 ges en sammanfattning över vilka exponeringsvägar som beaktats för de olika djupen under markytan (0-1 m, 1-2 m, > 2m) och vilka antaganden som gjorts vad avser exponering och spridning. En närmare beskrivning av dessa ges i kapitel 5 och 6. Gränsen 1 meter överskrider det djup dit grävning för ledningar och mindre fundament utförs. Det överskrider också det djup till vilket växtrötter vanligen sträcker sig. I dagsläget ligger högsta grundvattennivån 1 2 meter under markytan i huvuddelen av området. Djupet 2 meter utgör en gräns för hur djupt större schaktarbeten normalt utförs.

5 Kemakta Tabell 3.1 Exponeringsvägar och spridningsförhållanden för platsspecifika riktvärden för BT Kemi-området, Teckomatorp. Data har angivits för tre djupintervall (0-1 m, 1-2 m, >2 m). Naturmark Industrimark Exponeringsväg 0-1 m 1-2 m > 2 m 0-1 m 1-2 m > 2 m Hälsorisker exponeringstid i dygn/år (d) Intag av jord Hudkontakt Inandning av damm Inandning av ångor Intag av grundvatten Intag av grönsaker Intag av svamp och bär Vuxna 60 d Barn 60 d Vuxna 30 d Barn 30 d Vuxna 60 d Barn 60 d Vuxna 60 d Barn 60 d Utspädning 1/5000 Enligt MLU*, 1 kg/år Vuxna 6 d Barn 6 d Vuxna 6 d Barn 6 d ingen exponering Vuxna 60 d Barn 60 d Utspädning 1/ Ingen exponering Ingen exponering Vuxna 1 d Barn 1 d Vuxna 1 d Barn 1 d ingen exponering Vuxna 60 d Barn 60 d Utspädning 1/ Ingen exponering Vuxna 120 d Barn 30 d Vuxna 40 d Barn 15 d Vuxna 120 d Barn 30 d Vuxna 120 d Barn 30 d Utspädning 1/5000 Vuxna 6 d Barn 3 d Vuxna 6 d Barn 3 d ingen exponering Vuxna 120 d Barn 30 d Utspädning 1/ Ingen exponering Ingen exponering Ingen exponering Vuxna 1 d Barn 1 d Vuxna 1 d Barn 1 d ingen exponering Vuxna 120 d Barn 30 d Utspädning 1/ Intag av fisk 10% av konsumtion från Braån 10% av konsumtion från Braån Miljörisker Effekter på markmiljö inom området Spridning till ytvattenrecipient KM-miljö* MKM-miljö Ingen hänsyn Utspädnings faktor 1/200 Utspädnings faktor 1/200 Utspädnings faktor 1/200 MKM-miljö Utspädnings faktor 1/200 Ingen hänsyn Utspädnings faktor 1/200 Ingen hänsyn Utspädnings faktor 1/200 * MLU mark med lågt utnyttjande, markanvändning från riktvärden för bensinstationer (NV & SPI, 1998) * KM-miljö miljöriskbaserade riktvärden framtagna med samma antaganden som Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig mark användning * MKM-miljö miljöriskbaserade riktvärden framtagna med samma antaganden som Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig mark användning 4 Förslag till platsspecifika riktvärden Här redovisas de föreslagna platsspecifika riktvärdena som beräknats med hänsyn tagen till hälso- och miljörisker. I kapitel 5 beskrivs de antaganden som ligger till grund för beräkning av de hälsoriskbaserade värdena och i kapitel 6 redovisas hur de miljöriskbaserade värdena beräknats. Förslag till platsspecifika riktvärden för jord baserade på både hälso- och miljöeffekter redovisas i tabell 4.1. I tabellen redovisas som jämförelse också riktvärden som tagits

6 Kemakta fram för de generella förutsättningar som gäller för Känslig Markanvändning (KM) och Mindre Känslig Markanvändning (MKM). I samtliga fall, utom för dioxin, är det miljöriskerna som styr riktvärdena. För de ytliga jordarna är det miljöriktvärdet för mark som styr och för djupare jordar riktvärdet för skydd av ytvatten. I appendix 1 redovisas de styrande faktorerna för de föreslagna platsspecifika riktvärdena för samtliga föroreningar och scenarier samt de värden beräknade för hälsorisker, miljö inom området samt skydd av ytvatten. Förslaget till platsspecifika riktvärden för industrimark är i vissa fall lägre än de som beräknats för de generella förutsättningarna för MKM. Detta beror på att utspädningen till ytvatten är lägre för den aktuella platsen än vad som antas i de generella förutsättningarna, se avsnitt 6.2. Tabell 4.1 Beräknade platsspecifika riktvärden för BT Kemi-området enligt modifierat förslag (mg/kg TS). För dioxin (ng TEQ/kg TS). Ämne Naturmark Platsspecifika riktvärden Industrimark 0-1m 1-2 m > 2 m 0-1 m 1-2 m > 2 m "Generella Riktvärden" 2-klorfenol 0, ,5 5 4-klorfenol 0, ,5 5 2,4-diklorfenol 0, ,5 5 2,6-diklorfenol 0, ,5 5 3,4-diklorfenol 0, ,5 5 2,4,5-triklorfenol 0, ,5 5 2,4,6-triklorfenol 0, ,5 5 4-klor-o-kresol 0, ,5 5 MCPA 0,05 0,3 1 0, ,05 0,3 MCPP (mekoprop) 0,05 0,3 0,4 0,3 0,4 0,4 0,05 0,3 2,4-D 0,1 1 1,3 1 1,3 1,3 0,1 1 2,4-DP(dikloroprop) 0,05 0,3 2,5 0,3 2,5 2,5 0,05 0,3 2,4,5-T 0,1 1 2,5 1 2,5 2,5 0,1 1 2,4,5-TP(fenoprop) 0, ,1 1 Dinoseb (DNBP) 0,05 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,05 0,3 Dioxin TCDD-ekvivalenter (ng TEQ/kg TS) KM MKM För dioxin anges riktvärdet i ng TEQ/kg TS (1 milligram (mg) = nanogram (ng)). Värdet ges i toxikologiska ekvivalenter (TEQ) och avser halten av enskilda polyklorerade dibensodioxiner och dibensofuraner viktade för att motsvara toxiciteten av 2,3,7,8-tetraklordibensodioxin (TCDD). Skillnaden mellan de olika klorfenolerna respektive fenoxisyrorna är liten, vilket ger anledning att ta fram riktvärden för summaparametrar. Användning av summaparametrar kan också motiveras av att den toxiska effekten av många av dessa

7 Kemakta ämnen är lika och att en sammanräkning av halter bör göras för att säkerställa att den totala halten av ämnena inte ger oönskade effekter. I tabell 4.2 redovisas summaparametrar för klorfenoler, klorkresoler respektive fenoxisyror. Eftersom dinoseb och dioxin avviker markant från övriga ämnen har separata riktvärden angetts för dessa ämnen. Tabell 4.2 Förslag till platsspecifika riktvärden för summaparametrar vid BT Kemiområdet (mg/kg TS). För dioxin (ng TEQ/kg TS). Platsspecifika riktvärden Naturmark Industrimark Ämne 0-1 m 1-2 m > 2 m 0-1 m 1-2 m > 2 m Generella Riktvärden Summa klorfenoler 0, ,5 5 Summa fenoxisyror 0,05 0,5 1 0,3 0,5 1 0,05 0,3 Summa klorkresoler 0, ,5 5 Dinoseb 0,05 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,05 0,3 Dioxin TCDD-ekvivalenter (ng TEQ/kg TS) KM MKM Ämnesspecifika data för beräkningarna En genomgång har gjorts av de fysikalisk-kemiska och toxikologiska data för klorfenoler, klorkresol, fenoxisyror, dinoseb och dioxin. Data för fenoxisyror, klorkresoler och dinoseb, som saknar generella riktvärden har tagits fram enligt samma principer som för de generella riktvärdena. De data som använts för att beskriva föroreningarnas miljörisker beskrivs närmare i kapitel 7. Fysikaliska kemiska data En litteratursökning har gjorts för data för fenoxisyror, klorkresol och dinoseb. De data som används i de generella riktvärden för klorfenoler och dioxiner har uppdaterats. De data som används i beräkningarna presenteras i Appendix 2. Fysikalisk-kemisk data har huvudsakligen tagits från RIVM (1999, 2001c) samt från US EPAs databas/beräkningsprogram EPIWIN. För dioxiner baserar sig de fysikalisk-kemisk egenskaperna på värden för olika dioxin-föreningar som viktats utifrån deras innehåll i typiska sammansättningar. En litteraturstudie har gjorts efter empiriska data på växtupptagsfaktorer för dioxin. De värden som används i modellen är de högsta rapporterade som hittats. För dioxiner används data från Rideout (2002) som tagits fram för gurkväxter. Toxikologiska data Toxikologiska referensvärden som används vid framtagning av riktvärdena är tagna från sammanställningar och utvärderingar av tillgängliga uppgifter om ämnenas toxicitet, i första hand från WHO (1993, 1996, 1998, 2003), men också från USEPA (IRIS) och RIVM (2001b) där uppgifter från WHO saknas. Värdena redovisas i Appendix 3.

8 Kemakta Toxikologiska referensvärdena motsvarar en exponering under vilken inga toxiska effekter förväntas förekomma och kallas för tolerabelt dagligt intag (TDI) i mg förorening per kg kroppsvikt och dag. För genotoxiska cancerogena ämnen anger de toxikologiska referensvärdena en exponering som motsvarar en acceptabel livstidsrisk. Risknivån som används motsvarar ett extra cancerfall på exponerade (10-5 ). Dataunderlaget vad gäller toxikologiska referensvärden är ofullständigt och bedömning av toxiciteten av vissa ämnen är därför behäftad med osäkerheter. För fenoxisyror finns TDI-värden från både WHO och USEPA (IRIS). Värdena överensstämmer i stort sätt. MCPA har klassificerats av IARC (The International Agency for Research on Cancer) som potentiellt cancerogent för människor. IARC har inte tilldelat cancerklasser för de övriga enskilda fenoxisyrorna. 2,4,5-TP har av USEPA tilldelats cancerklass D, det vill säga den kan inte klassificeras med avseende på cancerogenicitet (t ex på grund av bristfälligt dataunderlag). Däremot har WHO antagit att alla fenoxisyror i likhet med MCPA är potentiellt cancerogena och att de som en ämnesgrupp kan tilldelas klass 2B. För dinoseb finns bara ett toxikologiskt referensvärde, från USEPA:s databas IRIS. USEPA har också tilldelat dinoseb cancerklass D, det vill säga ämnet kan inte klassificeras med avseende på cancerogenicitet. Av klorfenolerna har bara 2,4,6-triklorfenol klassats enligt cancerogenicitet, och tilldelats klass 2B (potentiellt cancerogena) av IARC. TDI-värden finns inte framtagna för alla klorfenoler. USEPA (IRIS) anger TDI-värden för 2-klorfenol, 2,4-diklorfenol, 2,4,5-triklorfenol och 2,4,6-triklorfenol. WHO anger ett TDI-värde för 2,4,6- triklorfenol. RIVM (2001b) anger ett TDI-värde av 0,003 mg/kg och dag för summa monoklorfenoler, summa diklorfenoler och summa triklorfenoler. Detta värde överensstämma väl med USEPA:s och WHO:s värden, inklusive 2,4,6-triklorfenol, och har använts för alla klorfenoler. Uppgifter för 4-klor-o-kresol saknas. Ett TDI-värde baserat på toxicitetsdata för klorfenoler och kresoler har använts. Dioxiner är klassade som cancerframkallande av både IRIS (klass B2) och IARC (klass 1). De generella riktvärdena baseras på ett TDI-värde på 5 ng/kg och dag samt att 90% av TDI-värdet är intaget är intecknat av bakgrundsintag från andra källor, framförallt livsmedel. För dioxin har nya utvärderingar gett lägre gränser för ett acceptabelt intag. WHO (1998b) har angett ett intervall på 1 4 ng per kg kroppsvikt och dag. Vetenskapliga kommittén för livsmedel inom EG (SCF, 2001) har i sin riskvärdering av dioxiner och dioxinliknande PCB-föreningar i livsmedel kommit fram till ett tolerabelt dagligt intag på 2 pg TEQ/kg kroppsvikt. Det genomsnittliga intaget av dioxiner och dioxinlika PCBs den europeiska befolkningen uppskattas till pg TEQ/kg kroppsvikt och dag, dvs i vissa fall över det föreslagna tolerabla intaget. Beräkning av de platsspecifika riktvärdena bygger på ett maximalt tillskott från det förorenade området som motsvarar 0,5 ng/kg och dag, vilket bedöms ge en rimlig skyddsnivå även i beaktande av de nya utvärderingarna av dioxin. För de platsspecifika riktvärdena antas ett TDI-värde på 2 ng/kg och dag samt att 75% av TDI-värdet är intaget är intecknat av bakgrundsintag från andra källor.

9 Kemakta Beräkning av hälsoriskbaserade riktvärden Beräkning av hälsorisker från förorenade områden baserar sig på en uppskattning av den exponering av en förorening en människa som vistas på området utsätts för. I beräkningarna ingår att uppskatta: hur föroreningar fördelar sig mellan partiklar, vatten och luft i jorden hur föroreningar sprids via luft, vatten och växter så att de kan nå människor på vilka sätt människor exponeras i vilken omfattning människor exponeras vilka toxikologiska risker exponeringen leder till vilken exponering från andra källor som människor utsätts för. När ett hälsoriskbaserat riktvärde skall beräknas söker man den föroreningshalt i jorden som ger en föroreningsexponering som motsvarar det viktbaserade toxikologiska referensvärdet för föroreningen. Denna halt beräknas för varje enskild exponeringsväg och dessa sammanvägs sedan till ett hälsoriskbaserat riktvärde. Modellen som används för framtagning av hälsoriskbaserade riktvärden för BT Kemiområdet beräknar exponering för föroreningar via flera exponeringsvägar och jämför den beräknade totala exponeringen med toxikologiska kriterier. Modellen bygger till på den modell som använts för att ta fram Naturvårdsverkets generella riktvärden (Naturvårdsverket, 1997a och 1997b), men har anpassats till de speciella förutsättningarna på platsen vad gäller exponering samt föroreningarnas mobilitet och spridning. Modellen för de olika exponeringsvägarna samt de avvikelser som gjorts jämfört med Naturvårdsverkets generella modell beskrivs kortfattat nedan. Exponeringsantaganden Direkt intag av jord Barn och vuxna som vistas på förorenade markområden kan få i sig förorenad jord via munnen antingen genom att jord tas in direkt i munnen, jordiga fingrar stoppas i munnen eller att damm fastnar i mun och svalg. Exponering sker både inomhus och utomhus. Intaget är åldersberoende och antas vara högst hos små barn på grund av deras hand till mun beteende. En stor del av det direkta intaget av jord orsakas av att jordiga och dammiga händer stoppas i munnen. Intaget av jord varierar också mellan olika årstider, exponeringen för jord är högre under sommarmånaderna. I modellen beräknas exponeringen via intag av jord utgående från: det genomsnittliga dagliga intaget exponeringstidens längd. Flera olika uppskattningar har gjorts av det genomsnittliga intaget av jord. De mest tillförlitliga bedöms vara de undersökningar där utsöndring av vissa spårämnen undersökts (Calabrese et al, 1989 och USEPA, 1996a). Det genomsnittliga dagliga intaget av jord hos barn uppskattas över en längre tidsperiod, med hänsyn till normala variationer i exponeringstider till 150 mg. Hos vuxna är det genomsnittliga dagliga intaget något lägre, 50 mg.

10 Kemakta Vid uppskattning av exponeringstidens längd har hänsyn tagits till det djup som föroreningen ligger på, se tabell 3.1. För naturmark djup 0 1 meter baserar sig exponeringstiden för direkt intag av jord (60 dagar per år) på en vistelse två dagar i veckan under 4 månader per år, 1 dag i veckan under 4 månader per år och vistelse på området 1 dag varannan vecka under resterande del av året. För jord i skiktet 1 2 meter har sannolikheten för exponering uppskattats vara minst 10 gånger lägre. Därför har exponeringstiden satts till 6 dagar per år. För jord i skiktet djupare än 2 meter är sannolikheten för exponering mycket låg och en exponeringstid på 1 dag per år har valts. I den delen av området med markanvändning som industrimark antas huvudsakligen vuxna vistas, men en viss vistelse av barn kan inte uteslutas. För ytliga jordar (0-1 m) har exponeringstiden för vuxna satts till 120 dagar per år, motsvarande antagen vistelsetid för vuxna på områden med Mindre Känslig Markanvändning i modellen för generella riktvärden. I den generella modellen har dock exponeringstiden för intag av jord beräknats på ett något annorlunda sätt vilket medför en kortare exponeringstid än vad som använts för BT Kemi. Exponeringstiden för barn har antagits vara 30 dagar per år. Exponeringstiden för jord i skikten 1 2 m respektive djupare än 2 meter har satts till samma värden som för naturmark. Hudkontakt Exponering genom hudkontakt förekommer när förorenad jord fastnar på huden och föroreningar tas upp av blodet genom huden. Exponeringen beror på: den exponerade hudytan mängden jord som fastnar på hudytan upptaget av föroreningar genom huden exponeringstidens längd. Upptag av förorening genom huden är ämnesspecifikt, absorptionsfaktorer från MDEP (1994) har använts. Exponeringstiden är mindre för vuxna än för barn, och har på samma sätt som för direkt intag av jord antagits minska med föroreningens djup. För exponering via hudkontakt har exponeringstiden halveras med hänsyn till att exponering av bar hud på armar och ben inte är sannolik under stora delar av året. Inandning av damm Det platsspecifika riktvärdet för inandning av damm har uppskattas genom att beräkna den mängd som andas in, vilken beror av andningshastighet och retention i lungan, och jämföra denna med TDI-värdet. Exponering antas ske endast från ytlig jord (0 1 m), med exponeringstider motsvarande de som används för exponeringsvägen intag av jord. Inandning av ångor Flyktiga och halvflyktiga föreningar kan transporteras genom marken och tränga in i byggnader där de kan förorena inomhusluften. Den begränsade transporten av ångor genom marken och in i byggnader tillsammans med utspädningen i byggnaden gör att inomhuskoncentrationen kommer att vara betydligt lägre än koncentrationen i porluften. Vid beräkning av de platsspecifika riktvärdena baserar sig utspädningsfaktorerna på de som beräknats för normaltäta jordar i modellen för bensinstationer (Naturvårdsverket och SPI, 1998). De använda faktorerna är 1/5000 för djupet 0-1 m, 1/ för djupet

11 Kemakta m och 1/ för djup större än 2 m. Dessa utspädningsfaktorer har använts även för naturmark även om exponering sannolikt sker utomhus. Utspädningen i utomhusluft är ca 100 gånger större än inne i en byggnad. Detta ger en viss extra säkerhet i beräkningarna, men påverkar de hälsoriskbaserade riktvärdena endast marginellt. Exponeringstiderna antas motsvara vistelsetiden på området 60 dagar per år för barn och vuxna i de områden som klassas som naturmark och 120 respektive 30 dagar per år för vuxna och barn i de områden som klassas som industrimark. Intag av växter Föroreningsexponering till följd av intag av ätliga växter är en viktig exponeringsväg för flera föroreningar. Viktiga parametrar för exponering är: koncentration i växter intag av växter andel växter som kommer från platsen. Exponering genom intag av växter antas ske från jord med djup mindre än 1 m. För djup >1 m antas ingen exponering. Ätliga växter på förorenad mark kan ta upp föroreningar via rötterna samt genom deponering av jordpartiklar eller upptag av ångor på växtytor. Metoderna för att uppskatta koncentrationen i växter på förorenad mark är fortfarande under utveckling. Använda modeller baserar sig på antagandet att koncentrationen av en förorening i växten är i jämvikt med koncentrationen i marken. Jämviktsfaktorn kallas växtupptagsfaktor och representerar jämviktskoncentrationen av förorening i växten som tagits upp från marken via ett antal upptagsvägar. Eftersom inget underlag finns för uppskattning av platsspecifika växtupptagsfaktorer används samma modell som i den generella modellen. Den använda modellen tar ingen hänsyn till nedbrytning av föroreningar i växten, en effekt som kan vara betydande för bekämpningsmedel. Det finns därigenom en möjlighet att riskerna överskattas och riktvärdena därmed blir underskattade. Uppskattning av intaget av växter bygger på samma data som den branschspecifika modellen för bensinstationer (Naturvårdsverket och SPI, 1998), det vill säga intaget antas vara 1 kg/år för barn och vuxna. Intag av fisk Exponering genom intag av fisk från Braån beräknas enligt samma metod som i den norska riktvärdesmodellen och i den nederländska modellen, SEDISOIL (Bockting et al, 1996). Denna metod bygger på att halt i fisk uppskattas med hjälp av en biokoncentrationsfaktor, BCF. Exponeringen beräknas sedan utifrån uppskattad fiskkonsumtion. För organiska ämnen beräknas biokoncentrationsfaktorn som produkten av ämnets Kow-värde och fetthalten i fisk. Enligt metoden i den nederländska modellen görs en begränsning av biokoncentrationsfaktorn för mycket fettlösliga ämnen genom att det högsta Kow-värde som används är Detta görs för att inte beräkningarna skall ge orimligt höga halter av mycket fetlösliga ämnen.

12 Kemakta Fetthalten har satts till 5% valts som representativt för fet insjöfisk. Fiskkonsumtion antas vara 40 g/dag och bygger på data från Livsmedelsverket (2000a). För barn antas halva detta intag. I beräkningarna antas att 10% av konsumtionen fångas i den del av Braån som påverkas av utsläpp från BT Kemi. Intag av fisk är en styrande exponeringsväg för de flesta ämnen. Användning av ytvattnet Vid framtagning av de platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdena antas att Braåns vatten inte används som dricksvatten. Däremot har effekter på miljön i ån beaktats, se avsnitt 6.3, vilket innebär ett skydd även för intag av åvatten. För att bedöma risken med att dricka åns vatten har en jämförelse gjorts mellan de normer som används för ytvattenkvalitet respektive dricksvattennormerna för de aktuella föroreningarna. WHO har tagit fram dricksvattennormer för fenoxisyror samt 2,4,6-triklorfenol, (WHO, 1993, 1996, 1998). Dricksvattennormer kan också beräknas utifrån TDI-värdet från USEPA (IRIS) för mono- och diklorfenoler, samt 2,4,5- och 2,4,6-triklorfenol. För alla fenoxisyror och klorfenoler utom MCPA underskrider miljökvalitetsnormen dricksvattennormen, vilket innebär att Braån uppfyller kraven för dricksvatten om miljökvalitetsnormerna underskrids. För MCPA är dricksvattennormen 2 µg/l och miljökvalitetsnormen är 4 µg/l. Eftersom Braån inte kommer att användas som dricksvatten, och MCPA bara utgör en mindre andel av summan fenoxisyror antas miljökvalitetsnormerna vara ett tillräckligt skydd mot hälsoeffekter vid intag av åvatten. Däremot tas ingen hänsyn till lukt- och smakparametrar för ytvattnet. Integrering av riktvärden Ett totalt hälsoriskbaserat riktvärde tas fram med hänsyn till samtliga exponeringsvägar för människa. Det vill säga att de personer som ingår i den kritiska gruppen antas exponeras för samtliga exponeringsvägar. 7 Beräkning av miljöriskbaserade riktvärden Två typer av miljöriskbaserade riktvärden har beräknats: Riktvärden baserade på effekter i markmiljön - en halt i marken som skyddar mot miljöeffekter som kan förväntas i den förorenade marken Riktvärden baserade på effekter i ytvattenmiljön - en halt i marken som skyddar mot de effekter som utlakning av föroreningar kan orsaka i ett närbeläget ytvatten Riktvärden baserade på effekter i markmiljön Inga platsspecifika data vad gäller miljöeffekter vid BT Kemi-området finns tillgängliga. Därför har miljöeffektsdata tagits fram utifrån generella data på samma sätt som för de generella riktvärdena. Det huvudsakliga biologiska livet som riktvärden för markmiljö avser att skydda återfinns inom intervallet 0 1 meter. I intervallet 1 2 meter kan rötter från större träd tränga ned. I detta djupintervall bedöms dock riktvärden motsvarande Mindre Känslig Markanvändning vara ge ett tillräckligt skydd för markmiljön i området. För djup större än 2 meter bedöms inte effekter på markmiljön vara begränsande för riktvärdena. Detta beror på de högt ställda krav som gäller skydd mot spridning till Braån. Denna spridning tas hänsyn till för alla djupintervall.

13 Kemakta Naturvårdsverkets generella modell använder sig till stor del av nederländska ekotoxikologiska riktvärden. Dessa är baserade på den mest omfattande sammanställningen och analysen av toxikologisk information tillgänglig i litteraturen. Sammanställda data har sedan bearbetats statistiskt för att ta fram halter som motsvarar visa effektnivåer. De nederländska miljöriskbaserade C- och SRC-värdena (Serious Risk Concentration) motsvarar en föroreningshalt över vilken en allvarlig störning av markens funktioner kan befaras. Värdena motsvarar en skyddsnivå på 50% av arterna med en konfidensnivå på 95%. Miljöriktvärden för Mindre Känslig Markanvändning utgår från denna skyddsnivå. I Nederländerna används även MPC-värden (Maximum Permissible Concentration). Dessa motsvarar en skyddsnivå på 95% av arterna. Den skyddsnivå som valts för de svenska generella riktvärdena ligger lägre än den som gäller för de nederländska MPC-värdena, vilket är mycket försiktigt framtagen för organiska ämnen.. I den generella modellen ligger nivån för KM för de flesta ämnen på ett värde som motsvarar hälften av det nederländska miljöriskbaserade C-värdet. I denna rapport har nyare sammanställningar av data från Nederländerna använts för att beräkna miljöriktvärden för mark (RIVM, 1999 och 2001a), se även appendix 4. För de flesta klorfenoler och fenoxisyror är dock dataunderlaget så litet att en statistisk bearbetning inte är meningsfull. Istället har RIVM använt säkerhetsfaktorer eller jämviktsfördelningsfaktorer. Säkerhetsfaktormetoden använder de lägsta haltgränser som erhållits i ekotoxikologiska tester och dividerar dessa med en säkerhetsfaktor som tar hänsyn till begränsad försökstid, begränsat antal studerade arter eller att endast letala effekter studerats. Eftersom säkerhetsfaktorerna kan varierar mellan 10 och 1000 beroende på dataunderlagets relevans och kvalitet, beror SRC/MPC-värden lika mycket på val av säkerhetsfaktor som på värdet av den ekotoxikologiska parametern. Detta leder till mycket olika SRC/MPC-värden för ämnen som kan förväntas vara ungefär lika toxiska. Jämviktsfördelningsfaktorer används där dataunderlaget för marklevande organismer saknas. Ekotoxikologiska framtagna riktvärden för ytvatten används tillsammans med ämnets Kd-värdet samt antaganden om markens halt av organiskt kol. Användning av dessa metoder leder till mycket olika riktvärden för ämnen som kan förväntas vara ungefär lika toxiska. Dataunderlaget har därför sammanställts för att kunna göra en bedömning av riktvärdena för de aktuella föreningar. Vid en närmare granskning av de underlagsdata som använts har vi funnit att det i många fall inte finns någon reell grund för att ansätta separata värden för olika klorfenoler och olika typer av fenoxisyror. Därför har miljöriskbaserade riktvärden gjorts mer samstämmiga för de olika föroreningarna. Riktvärdena för MKM motsvarar ungefär 50-percentilen av fördelningen av toxicitetsdata, vilket motsvarar skyddsnivån för MKM som anges i generella riktvärdena. KM-värdena motsvarar ungefär den 25 percentilen av fördelningen, vilket uppskattas vara av samma storleksordning som en icke-effekt nivå. I generella riktvärdesmodellen uppskattas att hälften av MKM-värdet ligger i samma nivå som en icke-effektnivå. Detta är dock inte fallet för många organiska ämnen, därför har 25- percentilen används för organiska ämnen i denna rapport. För 4-klor-o-fenol finns riskbedömningar utförda av Europeiska Kemikaliebyrån, ECB(2002) och RIVM (2002) som indikerar att effekter i markmiljön kan uppkomma vid halter i samma storleksordning som för klorfenoler. För 2,4,5-TP saknas värden, men föreningen bedöms ha liknande ekotoxicitet som MCPP, MCPA och 2,4,5-T. Förslag till riktvärden baserade på effekter i markmiljön redovisas i tabell 7.1.

14 Kemakta För dioxin används ett värde för KM på 250 ng TEQ/kg och ett värde för MKM på 2000 ng TEQ/kg. Dessa värden är baserade på en sammanställning av kanadensiska jordkvalitetskriterier (CCME, 2002). Dataunderlaget är dock otillräckligt för att sätta miljöriktvärden för mark enligt de metoder som nämns ovan. Tabell 7.1 Förslag till riktvärden baserade på effekter i markmiljön (mg/kg TS). Ämne KM mg/kg TS MKM mg/kg TS 2-klorfenol 0,5 5 2,4-diklorfenol 0,5 5 2,4,5-triklorfenol 0,5 5 2,4,6-triklorfenol 0,5 5 4-klorfenol 0,5 5 2,6-diklorfenol 0,5 5 3,4-diklorfenol 0,5 5 4-klor-o-kresol 0,5 5 MCPA 0,05 0,3 MCPP (mekoprop) 0,05 0,3 2,4-D 0,1 1 2,4-DP (dikloroprop) 0,05 0,3 2,4,5-T 0,1 1 2,4,5-TP (fenoprop) 0,1 1 Dinoseb (DNBP) 0,05 0,3 Dioxin TCDD-ekv. (ng TEQ/kg TS) Spridning till ytvatten Spridning av föroreningar från mark kan leda till förhöjda halter i grundvatten, sjöar, åar och kustområden. Vid bestämning av riktvärden för mark beaktas detta genom att uppskatta den halt i jord som på grund av utlakning och spridning inte ger upphov till oacceptabelt höga halter i grundvatten eller ytvatten. I beräkningarna ingår att uppskatta utlakning, spridning och utspädning. Vid större områden med förhöjda halter av föroreningar kan det finnas en risk för utlakning till grundvatten och ytvatten. För BT Kemi-området är det främst spridning till Braån som utgör en risk. I beräkningen tas inte hänsyn till någon fastläggning eller nedbrytning av föroreningar under transporten till Braån. En fastläggning av föroreningar medför framförallt att utsläppet till Braån kan fördröjas, men med tanke på de stora föroreningsmängder som finns och den därmed långa utlakningstiden samt den begränsade fastläggningen av de aktuella föroreningarna (undantaget dioxin) är det ändå troligt att fastläggning inte innebär någon sänkning av de maximala halterna som kan nå Braån. Genom att försumma fastläggning baserar sig beräkningarna av de platsspecifika riktvärdena på det maximala framtida utsläppet.

15 Kemakta Nedbrytning har ej tagits med eftersom det utifrån de data som finns inte går att visa på någon betydande nedbrytning av de aktuella föroreningarna i grundvattnet. Utlakning från jorden Urlakningen från jorden har beräknats enligt samma metod som för de generella riktvärdena och branschspecifika riktvärdena för bensinstationer. Denna bygger på att föroreningar lakas ut av infiltrerande nederbörd och transporteras sedan ned mot grundvattnet. Den parameter som bestämmer ett ämnes rörlighet i jorden (Kd-värdet) har beräknats utifrån ämnets fördelningsfaktor för organiskt kol (Koc-värdet) och halten organiskt kol i marken. Halten organiskt kol i marken har satts till 3%. Utspädning Utspädningen till ytvatten har beräknats med platsspecifika data. Utspädningsfaktorn (porvatten-ytvatten) har beräknats som kvoten mellan infiltrationen över det förorenade området och flödet i Braån. Utspädningen har beräknats utan hänsyn till den pumpning och avledning av vatten som idag sker från området. Denna avledning innebär att utläckaget till Braån reduceras. De undersökningar som gjorts inom huvudstudien visar dock att ett visst läckage ändå sker till Braån. Årsgenomsnittsvärden på nederbörd och avdunstning i området som IVL tagit fram redovisas i tabell 7.2. Avrinningen i området är något lägre (284 mm) enligt SMHIstationen i Svalöv under perioden (SMHI, 1980) samt enligt avrinningskartor (Sveriges Nationalatlas, 1995). Tabell 7.2 Årsgenomsnittsvärden för nederbörd och avdunstning. IVL, 1978 SMHI, 1980 Nederbörd (P) 796 mm 836 mm Avdunstning från mark (E) 411 mm 552 mm Avdunstning från mark innefattande 10% vattenyta (E 10% ) 428 mm Infiltration (P - E)* / Avrinning 385 mm 284 mm Infiltration (P - E 10% )* 368 mm * IVLs siffror korrigerade för att inkludera även januari. Tabell 7.3 Vattenföring i Braån vid Teckomatorp (IVL ). m 3 /s Högsta högvattenföring 16 Normal högvattenföring 6 Normal medelvattenföring 0,7 Normal lågvattenföring 0,05 Lägsta lågvattenföring 0,01 Vattenföring med 50% varaktighet 0,4 Vattenföring med 75% varaktighet 0,15

16 Kemakta IVL ( ) redovisar beräknade karakteristiska vattenföringar i Braån vid Teckomatorp enligt SMHI, se tabell 7.3. Ytan av det förorenade området är ca m 2, varav det norra området utgör m 2 och det södra området m 2 (BT Kemi huvudstudie, avsnitt 3.1). Eftersom föroreningar förekommer inom hela området och att dessa inte är fullständigt lokaliserade har vi valt att beräkna utspädningen baserat på infiltrationen över hela området. För beräkningarna har ett värde på 300 mm använts med antagandet att ytavrinningen är liten och all avrinning infiltrerar i marken. I tidigare undersökningar har grundvattendelare i den övre akviferen identifierats. Baserat på grundvattennivåer i privata brunnar identifierade VIAK (1976) en grundvattendelare mellan BT Kemi-området och Teckomatorps samhälle samt en grundvattendelare söder om området. Storleken på det område som dräneras mot BT Kemi-området bedömdes vara cirka 0,5 km 2. I utredningar som IVL utfört i området dras slutsatsen att grundvattenpåverkan söderifrån begränsas av de dagvatten- och avloppsledningar som går söder om BT Kemi-området. Detta skulle innebära att det område som dräneras mot BT Kemiområdet är väsentligt mindre. De mätningar av grundvattennivåer som utförts 2003 visar på att inflödet av grundvatten från områden söder om BT Kemi-området är begränsat. De uppmätta grundvattennivåerna ligger i de flesta fall på ett djup av 1 2 meter under markytan. Det bedöms där för inte som motiverat att ha separata utspädningsfaktorer för olika djup i marken. En uppskattning har också gjorts av vilket flöde som kan ske i den del av marken som omger åfåran. Flödet i omkringliggande mark styrs huvudsakligen av genomsläppligheten i omgivande mark samt tryckgradienter. Åfåran går genom ett lager av svämsediment med omväxlande lager av sand, silt och ler. Längs södra sidan finns också fyllning av mycket varierande sammansättning. Längs med åfåran anlades bentonitbarriären i tätande syfte. Den hydrauliska konduktiviteten i det övre grundvattenmagasinet har i genomsnitt uppgå till ca m/s (BT Kemi Huvudstudie avsnitt 6.5). Detta bedöms vara ett rimligt intervall även för marken närmast ån utan hänsyn tagen till bentonitbarriären. Nivåskillnaden i Braån längs med BT Kemi-området är ca 1 meter på 400 meter. Med en hydraulisk konduktivitet i marken närmast åfåran motsvarar m/s och en gradient på 0,0025 erhålls ett årligt flöde på 400 m 3 /år i ett tvärsnitt 25 meter ut från åfåran och med ett djup av 4 meter. Detta är endast ca 1,5% av den uppskattade infiltrationen i området och bedöms därför inte påverka det totala utflödet från området. De markområden som riskerar att påverkas av flöde längs med åfåran har också lägre föroreningshalter än områdena längre från Braån. Utspädningsfaktor Utspädningen till Braån kan förväntas variera beroende på hur vattenföringen i Braån varierar i förhållande till grundvattenflödet från BT Kemiområdet. Beräknat på medelvattenföring och årsmedelvärde på nederbörd erhålls en utspädningsfaktor på 1/700 ( *0,3)/(0,7* ) = 1/700). Vattenföringen i Braån och grundvattenflödet från BT Kemi området bedöms vara korrelerade. Låg vattenföring förekommer i Braån under perioden maj till september, med en medelvattenföring motsvarande ca halva årsmedelvärdet. Under denna period är dock även grundvattenflödet ut från området lägre, avrinningen under sommarmånaderna juni-augusti är lägre än 50 mm. Detta skulle ge en utspädningsfaktor under sommaren på ca 1/500 ( *0,05/(0,3* ).

17 Kemakta För säkerställa ett skydd mot höga halter även under extremperioder har utspädningsfaktorn som används för riktvärdesberäkningarna baserade på vattenföring med 75% varaktighet, det vill säga den vattenföring som överskrids under 75% av tiden. Denna anges vara 0,15 m 3 /s eller 5 miljoner m 3 /år. Vidare används årsmedelvärdet på avrinningen (300 mm/år) över en yta på m 2. Detta ger en utspädningsfaktor på ca 1/200. ( * 0,3) / = 1/167 avrundat till 1/200). Förslag till riktvärden baserade på effekter i ytvattenmiljö De föreslagna riktvärdena har satts så att kvalitetsnormer för miljö inte överskrids i ytvatten nedströms området. Denna beräkning bygger på konservativa antaganden rörande utlakning och utspädning. Vidare antas att ingen nedbrytning eller fastläggning av föroreningar sker under transporten genom marken eller med grundvattnet. Ytvattenkriterier har tagits fram baserat på nederländska data för effekter på akvatiska system (RIVM, 1999 och 2001a). En genomgång har gjorts av de bakgrundsdata som redovisas där och en justering liknande den för miljöriktvärden för mark har gjorts, se appendix 4. För 4-klor-o-kresol har kvalitetskriterierna för ytvatten antagits motsvara de som använts för di- och triklorfenoler. De data som används i beräkningarna redovisas i tabell 7.4. Tabell 7.4 Ämne Förslag till kvalitetskriterier för ytvatten (µg/l). Dioxin (pg TEQ/l) Kvalitetskriterier för ytvatten (µg/l) monoklorfenoler 6 diklorfenoler 3 triklorfenoler 3 4-klor-o-kresol 3 MCPP (mekoprop) 4 MCPA 4 2,4-DP (dikloroprop) 4 2,4-D 4 2,4,5-T 4 2,4,5-TP (fenoprop) 4 Dinoseb (DNBP) 0,05 Dioxin (pg TEQ/l) 0,05

18 Kemakta Referenser Calabrese E, Barnes R, Stanek E, Pastides H, Gilbert C, Veneman P, Wang X, Laszity A, Kostecki P (1989): How much soil do young children ingest: an epidemiologic study. Reg. Toxic. Pharm. 10, CCME (2002): Canadian soil quality guidelines for the protection of environmental and human health. Polychlorinated dioxins and furans (PCDD/Fs). Canadian Environmental Quality Guidelines Canadian Council of Ministers of the Environment, Winnipeg. CCME (2002): ECB (2002): 4-chloro-o-cresol. Risk Assessment Report. Existing substances,1 st Priority List. European Chemicals Bureau. IVL (1978): Sanering av BT-Kemi, Tekomatorp - Arbetsområde 1: Skydd av ån och grundvatten, Delrapport 3: Hydrologi, IVL (1994): Utvärdering av BT-Kemi-sanering, J&W (1998): BT-Kemiområdet Teckomatorp, Svalövs kommun. Översiktlig miljöteknisk markundersökning. På uppdrag av Naturvårdsverket. MDEP (1994): Background documentation for the development of MCP numerical standards. Massachusetts Department of Environmental Protection, USA. Naturvårdsverket (1997a): Generella riktvärden för förorenad mark - beräkningsprinciper och vägledning för tillämpning. NV rapport 4638, Naturvårdsverket, Stockholm. Naturvårdsverket (1997b): Development of generic guideline values - Models and data used for the development of generic guideline values for contaminated soils in Sweden. NV report 4639, Naturvårdsverket, Stockholm. Naturvårdsverket och Svenska Petroleum Institutet (1998): Förslag till riktvärden för förorenade bensinstationer, NV Rapport Rideout K, Teschke K och Varughese S (2002): Guidance Document: Potential for Exposure to Polychlorinated Dibenzo-p-dioxins and Dibenzofurans when Recycling Sewage Biosolids on Agricultural Land, Prepared for: BC Ministry of Water, Land and Air Protection Environment Canada. RIVM (1999): Environmental Risk Limits in The Netherlands, RIVM, Research for man and environment, Nederländerna RIVM (2001a): Ecotoxicological Serious Risk Concentrations for soil, sediment and (ground)water: updated proposals for first series of compounds, RIVM report (E.M.J. Verbruggen, R. Posthumus and A.P. van Wezel), April RIVM (2001b): Evaluation and revision of the CSOIL parameter set. Proposed parameter set for human exposure modelling and deriving guidelines for the first series of compunds, RIVM report (P F Otte, J PA Lijzen, J G Otte, F A Swartjes. C W Versluijs), Mars RIVM (2001c): Technical evaluation of the Intervention Values for Soil/sediment and Groundwater. Human and ecotoxicological risk assessment and derivation of risk limits for soil, aquatic sediment and groundwater, RIVM report (Lijzen JPA ;

19 Kemakta Baars AJ ; Otte PF ; Rikken M ; Swartjes FA ; Verbruggen EMJ ; Wezel AP van), Feb RIVM (2002): Environmental Risk Limits for 2-propanol, formaldehyde and 4- chloromethylphenols - updated proposals, RIVM rapport (Janus JA ; Posthumus R). SCF (2001) Opinion of the Scientific Commitee on Food on the risk assessment of dioxins and dioxinlike PCBs in food. Update based on new scientific information available since the adoption of the SCF opinion of 22nd November European Commission, Brussells. SMHI (1980): Sveriges vattenbalans. Årsmedelvärden ( ) av nederbörd, avdunstning och avrinning. Bertil Eriksson. SMHI Rapporter, RMK 18, RHO 21. Sveriges Nationalatlas (1995): Klimat, sjöar och vattendrag, SNA. USEPA (1996a): Draft Exposure Factors Handbook. Office of Research and Development. EPA/600/P-95/002Ba-c. PB USEPA (IRIS): Integrated Risk Information System. VIAK (1976): Koncessionsärende 35/76 BT Kemi KVK AB, Teckomatorp, WHO (1993, 1996, 1998): Guidelines for drinkingwater quality. Second Editions. Volume 1, Recommendations. Volume 2, Health Criteria and other supporting information. Volume 3, Addendum to volume 2. World Health Organisation, Geneva. WHO (2003): WHO Guidelines for drinking water quality. Thrird edituion. Draft (Chapter 8 Chemical aspects, March 2003).

20 Kemakta Appendix 1 Styrande faktorer för de olika riktvärdena I tabell A1-1 anges de avgörande faktorer för de förslagna platsspecifika riktvärdena för BT Kemi-området. I tabell A1-2 och A1-3 redovisas de separata riktvärdena för hälsoeffekter, skydd av markmiljön och skydd av ytvatten för industrimark respektive naturmark. För samtliga ämnen utom dioxin är det risken för miljöeffekter som bestämmer platsspecifika riktvärdet. Tabell A1-1 Styrande faktorer för föreslagna platsspecifika riktvärden*. Platsspecifika riktvärden Generella riktvärden Naturmark Industrimark 0-1 m 1-2 m >2 m 0-1 m 1-2 m > 2 m KM MKM 2-klorfenol Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö ytv Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 4-klorfenol Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö ytv Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 2,4-diklorfenol Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 2,6-diklorfenol Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 3,4-diklorfenol Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 2,4,5-triklorfenol Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 2,4,6-triklorfenol Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 4-klor-o-kresol Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark MCPA Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark MCPP (mekoprop) Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 2,4-D Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 2,4-DP(dikloroprop) Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 2,4,5-T Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark 2,4,5-TP(fenoprop) Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark Dinoseb (DNBP) Miljö mark Miljö mark Miljö ytv Miljö ytv Miljö ytv Miljö ytv Miljö mark Miljö mark Dioxin Hälsorisker Miljö ytv Miljö ytv Hälsorisker Miljö ytv Miljö ytv Hälsorisker Hälsorisker Miljö mark = riktvärden baserade på effekter i markmiljön Miljö ytv = riktvärden baserade på effekter i ytvattenmiljö

21 Kemakta Tabell A1-2 Hälso och miljörisker för föreslagna platsspecifika riktvärden för industrimark (mg/kg TS). Ämne Scenario Hälsorisker- Miljö i området Miljö ytvatten Integrerat Hälsa+Miljö Begränsas av: 2-klorfenol Ind 0-1 m Miljö ytvatten 4-klorfenol Ind 0-1 m Miljö ytvatten 2,4-diklorfenol Ind 0-1 m Miljö mark 2,6-diklorfenol Ind 0-1 m Miljö mark 3,4-diklorfenol Ind 0-1 m Miljö mark 2,4,5-triklorfenol Ind 0-1 m Miljö mark 2,4,6-triklorfenol Ind 0-1 m Miljö mark 4-klor-o-kresol Ind 0-1 m Miljö mark MCPP (mecoprop) Ind 0-1 m Miljö mark MCPA Ind 0-1 m Miljö mark 2,4-DP(dichloroprop) Ind 0-1 m Miljö mark 2,4-D Ind 0-1 m Miljö mark 2,4,5-T Ind 0-1 m Miljö mark 2,4,5-TP(fenoprop) Ind 0-1 m Miljö mark Dinoseb (DNBP) Ind 0-1 m Miljö ytvatten dioxiner (TCDD) Ind 0-1 m Hälsorisk Jord 2-klorfenol Ind 1-2 m 730 Ingen Miljö ytvatten 4-klorfenol Ind 1-2 m 858 Ingen Miljö ytvatten 2,4-diklorfenol Ind 1-2 m 737 Ingen Miljö ytvatten 2,6-diklorfenol Ind 1-2 m Ingen Miljö ytvatten 3,4-diklorfenol Ind 1-2 m 844 Ingen Miljö ytvatten 2,4,5-triklorfenol Ind 1-2 m Ingen Miljö ytvatten 2,4,6-triklorfenol Ind 1-2 m Ingen Miljö ytvatten 4-klor-o-kresol Ind 1-2 m Ingen Miljö ytvatten MCPP (mecoprop) Ind 1-2 m 46 Ingen Miljö ytvatten MCPA Ind 1-2 m 33 Ingen Miljö ytvatten 2,4-DP(dichloroprop) Ind 1-2 m Ingen Miljö ytvatten 2,4-D Ind 1-2 m 712 Ingen Miljö ytvatten 2,4,5-T Ind 1-2 m 136 Ingen Miljö ytvatten 2,4,5-TP(fenoprop) Ind 1-2 m 37 Ingen Miljö ytvatten Dinoseb (DNBP) Ind 1-2 m 125 Ingen Miljö ytvatten dioxiner (TCDD) Ind 1-2 m Ingen Miljö ytvatten 2-klorfenol Ind > 2 m Ingen Miljö ytvatten 4-klorfenol Ind > 2 m 960 Ingen Miljö ytvatten 2,4-diklorfenol Ind > 2 m 799 Ingen Miljö ytvatten 2,6-diklorfenol Ind > 2 m Ingen Miljö ytvatten 3,4-diklorfenol Ind > 2 m 957 Ingen Miljö ytvatten 2,4,5-triklorfenol Ind > 2 m Ingen Miljö ytvatten 2,4,6-triklorfenol Ind > 2 m Ingen Miljö ytvatten 4-klor-o-kresol Ind > 2 m Ingen Miljö ytvatten MCPP (mecoprop) Ind > 2 m 47 Ingen Miljö ytvatten MCPA Ind > 2 m 33 Ingen Miljö ytvatten 2,4-DP(dichloroprop) Ind > 2 m Ingen Miljö ytvatten 2,4-D Ind > 2 m 726 Ingen Miljö ytvatten 2,4,5-T Ind > 2 m 138 Ingen Miljö ytvatten 2,4,5-TP(fenoprop) Ind > 2 m 37 Ingen Miljö ytvatten Dinoseb (DNBP) Ind > 2 m 129 Ingen Miljö ytvatten dioxiner (TCDD) Ind > 2 m Ingen Miljö ytvatten