Uppdaterad huvudstudie för fd Ydrefors Träförädling

Transkript

1 Kemakta AR Uppdaterad huvudstudie för fd Ydrefors Träförädling Foto: Kemakta Konsult AB Michael Pettersson, Karin Jonsson, Sara Södergren Riggare och Håkan Yesilova 16 september 2011 Box 12655, Stockholm Telefon: , Telefax: , Internet:

2 2

3 Sammanfattning Bakgrund Kemakta Konsult har på uppdrag av Länsstyrelsen i Östergötland genomfört kompletterande undersökningar inom området där Ydrefors träförädling tidigare hade sin verksamhet. Syftet med de kompletterande undersökningarna har varit att förstärka underlaget för en bedömning av de risker som området utgör och att med dessa undersökningar som grund uppdatera huvudstudierapporten. Föreliggande rapport utgör en uppdatering av Kemaktas huvudstudie redovisad 2006 och inkluderar bland annat kompletterande undersökningar av mark, grundvatten och sediment, en förnyad riskbedömning samt en reviderad åtgärdsutredning för markområdet. Vidare har en riskbedömning och åtgärdsutredning för sedimenten i Brosjön genomförts. Slutligen har underlag för riskvärdering, direktiv för projektering och miljökontroll samt strategi för tillståndsansökningar etc tagits fram. Inom Hällefors 1:40 har Ydrefors träförädling AB bedrivit sågverksamhet under perioden De sista fem till tio åren, vissa uppgifter säger tio till femton år, har virket behandlats genom doppning med ett klorfenolpreparat (Servarex). Undersökningsområdet utgörs av fastigheten Hällefors 1:40 samt den angränsande recipienten Brosjön. Fastigheten är belägen vid Brosjöns sydvästra strand strax utanför Ydrefors samhälle i den södra delen av Östergötlands län, på gränsen mellan Kinda kommun och Ydre kommun. Området utgörs av skogsbevuxen mark och kan närmast liknas vid ett strövområde. Fastigheten Hällefors 1:40 ägs av ett fastighetsbolag i Norrköping. De undersökta området i Brosjön hör till den privatägda fastigheten Hällefors 1:19. Sågverksområdet ligger i en nordvästsydostlig sprickdalgång. Jordlagren under sågverksområdet består av relativt homogen sand, ibland med inslag av grus/fingrus, ned till åtminstone 10 m djup under markytan vid doppningsplatsen. Föroreningssituation Markområde Genomförda undersökningar visar att den huvudsakliga föroreningen på området är dioxin. I ytlig jord vid doppningsplatsen har mycket höga halter av dioxin uppmätts (maximalt drygt ng TEQ/kg TS). Även klorfenoler påvisas i förhöjda halter i anslutning till doppningsplatsen. Inom platser där behandlat virke har lagrats påvisas dioxiner i ytliga jordlager. Den totala mängden dioxin inom markområdet har skattats till drygt 60 g varav nästan 90 % återfinns i den översta metern inom doppningsplatsen. Både dioxin och klorfenoler påvisas i grundvatten inom området. Maximalt uppmätt totalhalt av dioxiner är 1 ng TEQ/l vilket påvisas inom doppningsplatsen. Av klorfenoler påvisas tetra- och pentaklorfenoler. Baserat på de undersökningar som har genomförts görs bedömningen att förekomsten av föroreningar i mark är avgränsad i såväl yta som djup. 3

4 Brosjön Dioxin påvisas även i sediment och biota (fisk och kräftor) i Brosjön. Den maximalt uppmätta halten i sedimenten är ng TEQ/kg TS. Förekomsten av dioxin i sediment är inte avgränsad i plan eller djup. Ett samlingsprov av fiskmuskel från fem abborrar visar på en halt av dioxin på 0,00077 pg TEQ/g färskvikt. Då endast en av de analyserade dioxinföreningarna detekteras i analysen kan denna halt vara en underskattning. Med ett konservativt angreppssätt skulle halten av dioxin kunna uppgå till 0,62 pg TEQ/g färskvikt. Dioxinhalterna i kräftor (samlingsprov av kräftstjärtar och kräftsmör från 16 kräftor) visar på 1,6 pg dioxin/g färskvikt. Riskbedömning Markområde Hälsorisker Dioxinhalter som överskrider platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden med bred marginal har påvisats i jord ned till åtminstone 2,5 meters djup. Ett enstaka intag av en relativt liten mängd jord skulle ge upphov till att det tolerabla dagliga intaget överskrids med 38 respektive 179 gånger för en vuxen respektive ett barn. Även i ytliga massor inom doppningsplatsens närområde förekommer dioxin i halter som kan innebära risk för hälsoeffekter. Inom övriga delar av verksamhetsområdet påvisas dioxin i halter över platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden i enstaka prover. Inom doppningsplatsen överskrider även halten pentaklorfenol det hälsoriskbaserade riktvärdet för djupet 0-1 m. I övrigt föreligger inga hälsorisker vad gäller klorfenoler inom området. Efter undersökningarna som genomfördes 2006 täcktes själva doppningsplatsen samt en del av dess närområde med en presenning och ett lager sand för att reducera de mest akuta riskerna som är förknippade med området. Miljörisker Platsspecifika riktvärden för dioxin som avser skydda markmiljön i nivåer ovanför grundvattenytan överskrids kraftigt vid doppningsplatsen och i anslutning till denna. Inom doppningsplatsen överskrider även klorfenoler riktvärden för miljö ner till grundvattenytan. Inom övriga delar av området ligger halterna under miljöriktvärdet för klorfenoler. Risker vid spridning Uppskattad transport av dioxin och klorfenoler är måttlig i dagsläget. Förhöjda halter av dioxiner i grundvattnet indikerar att en grundvattentransport, om än långsam, sker av denna ämnesgrupp. I dagsläget överskrider halterna dioxin i grundvattnet vid doppningsplatsen det holländska interventionsvärdet på 0,003 ng TEQ/l (RIVM, 2001) med mellan 50 och 300 gånger, men inom övriga delar av fastigheten ligger dioxinhalten under interventionsvärdet. Uppmätta halter av pentaklorfenol i grundvattnet underskrider WHO:s dricksvattennorm och för övriga klorfenoler är uppmätta värden lägre än den halt som skulle kunna medföra hälsorisker om man drack vattnet. 4

5 Brosjön Hälso- och miljörisker Inom en 250 m 2 stor yta vid strandkanten påvisas dioxin i de ytligaste sedimenten i halter som bedöms kunna utgöra en hälsorisk. Sedimentområdet där dioxin förekommer i halter över riktvärde för skydd av akvatiskt liv är betydligt större. Genomförda undersökningar visar på att området uppgår till åtminstone m 2 med ett minsta saneringsdjup på 0,2 m. Området är inte avgränsat i plan eller djup. Bedömningen som görs är att ytan skulle kunna uppgå m 2. Halterna av dioxin i fisk och kräftor underskrider dock EU:s gränsvärde. Risker vid spridning De undersökningar som har genomförts är inte av en sådan omfattning att en kvantifiering av riskerna vid spridning av föroreningar från sediment och inom sjösystemet är meningsfull. Åtgärdsutredning Markområde Olika åtgärdsmetoder som kan vidtas för att sanera området har studerats och beskrivs i rapportens huvudtext. Bland de studerade alternativen har övertäckning alternativt urgrävning och borttransport av förorenade jordmassor följt av omhändertagande genom deponering, i vissa fall även förbränning, bedömts vara ett realistiskt åtgärdsalternativ. Åtgärdsalternativen som innebär omhändertagande av förorenade massor omfattar mellan och m 3 massor. Andelen förorening som omhändertas varierar mellan cirka 97 % och näst intill 100 %. Den billigaste åtgärden innebär en enklare övertäckning inom området där de högsta föroreningshalterna påvisas, och skattas till intervallet 0,4-1,0 miljoner kronor. Detta kan jämföras med det mest ambitiösa alternativet för vilket kostnaden skattas till mellan 13,7-25,6 miljoner kronor. Brosjön För sedimenten i Brosjön har alternativ omfattande enklare övertäckning alternativt muddring följt av omhändertagande genom förbränning belysts. Vad gäller muddring har två olika ambitiösa åtgärder studerats. I det ena fallet saneras ett mindre område där förekomsten av dioxin utgör en hälsorisk. Det andra fallet omfattar en betydligt större yta och syftar till att även skydda det akvatiska ekosystemet. Kostnaderna för de olika åtgärdsalternativen sträcker sig från intervallet 0,3 0,5 miljoner kronor till intervallet 5 12 miljoner kronor. Här ska dock noteras att kostnaden för det mest ambitiösa alternativet kan vara underskattad då föroreningsutbredningen i sedimenten som detta alternativ baseras på inte är avgränsad. Riskvärdering I projektets riskvärdering jämförs de olika åtgärdsalternativen och även alternativet att inte genomföra någon åtgärd alls med varandra. Förutom kostnader och miljömässiga aspekter har även andra kriterier så som teknisk genomförbarhet, störningar i samband med åtgärd och framtida restriktioner på området beaktats. Kemakta har tagit fram ett underlag för riskvärderingen som redovisas i denna rapport där tekniska möjligheter med olika åtgärdsalternativ jämförs med miljökonsekvenser 5

6 och kostnader. Med detta underlag som grund har en grupp bestående av Länsstyrelsen i Östergötlands län och Ydre kommun genomfört en riskvärdering. I denna process har synpunkter tagits in från Kinda kommun, Vimmerby kommun, Länsstyrelsen i Kalmar län, närboende samt Ydrefors samhällsförening För markområdet förordar Länsstyrelsen i Östergötland och Ydre kommun en åtgärd som omfattar urgrävning av förorenade massor enligt platsspecifika riktvärden ovanför grundvattenytan (ned till 3,5 meter) inom doppningsplatsen samt urgrävning av massor på nivån 0-0,5 m inom doppningsplatsens närområde. Åtgärden omfattar cirka m 3 inom en yta på m 2. För sedimenten i Brosjön förordas ett alternativ som innebär grävmuddring inom den mest förorenade delen av Brosjön (250 m 2 ) där hälsoriktvärdet för dioxin överskrids. Länsstyrelsen och Ydre kommun avser att fortsätta undersökningarna inom Brosjön för att avgränsa föroreningsutbredningen inom Brosjöns sediment samt vidare utvärdering för en möjlig sanering. 6

7 Innehållsförteckning SAMMANFATTNING UPPDRAG OCH SYFTE BESTÄLLARE BAKGRUND OCH SYFTE OMRÅDESBESKRIVNING LÄGE, ÄGARFÖRHÅLLANDEN MARKENS NUVARANDE OCH FRAMTIDA ANVÄNDNING RECIPIENT OCH VATTENINTRESSE FÖRHÅLLANDEN I OMGIVNINGEN GEOLOGI OCH HYDROGEOLOGISKA FÖRHÅLLANDEN TOPOGRAFI OCH GEOLOGISK UPPBYGGNAD GRUNDVATTENFÖRHÅLLANDEN HISTORISK REDOGÖRELSE OMRÅDETS INDUSTRIHISTORIA GENOMFÖRDA ÅTGÄRDER UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR UTFÖRDA FÄLTARBETEN UNDER KOMPLETTERANDE UNDERSÖKNING AV MARKOMRÅDET KEMISKA ANALYSER RESULTAT AV UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR RISKBEDÖMNING FÖRUTSÄTTNINGAR FÖR RISKBEDÖMNING ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL KONCEPTUELL MODELL PLATSSPECIFIKA RIKTVÄRDEN FÖR MARK PLATSSPECIFIKA RIKTVÄRDEN FÖR SEDIMENT FÖRORENINGSSITUATIONEN SPRIDNINGSBERÄKNINGAR BEDÖMNING AV HÄLSO- OCH MILJÖEFFEKTER SAMT RISKER MED SPRIDNING BEDÖMNING AV RISKREDUKTION OCH ÅTGÄRDSBEHOV ÅTGÄRDSUTREDNING MÖJLIGA ÅTGÄRDSMETODER ALTERNATIVANALYS FÖR MARKOMRÅDET ALTERNATIVANALYS FÖR BROSJÖNS SEDIMENT ANDRA ASPEKTER RELEVANTA FÖR ALTERNATIVANALYSEN FÖR MARKOMRÅDET OCH BROSJÖNS SEDIMENT RESULTAT FRÅN ALTERNATIVANALYSEN FÖR MARKOMRÅDET RESULTAT FRÅN ALTERNATIVANALYSEN FÖR BROSJÖNS SEDIMENT UNDERLAG FÖR RISKVÄRDERING ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL JÄMFÖRANDE AV ÅTGÄRDSALTERNATIV FÖR MARKOMRÅDET JÄMFÖRANDE AV ÅTGÄRDSALTERNATIV FÖR BROSJÖNS SEDIMENT FÖRORDAT ÅTGÄRDSALTERNATIV FÖRSLAG TILL KOMPLETTERANDE UNDERSÖKNINGAR SLUTLIGA ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL FÖRSLAG TILL MÄTBARA ÅTGÄRDSMÅL FÖRSLAG TILL PROJEKTERINGSDIREKTIV

8 10 STRATEGI FÖR TILLSTÅNDSANSÖKNINGAR, ANMÄLNINGAR ETC LEDTIDER FÖR MYNDIGHETSKONTAKTER ANMÄLNINGSPLIKT FÖR EFTERBEHANDLINGSÅTGÄRD RIVNINGSLOV URSCHAKTNING OCH UPPLÄGGNING TILLSTÅND FÖR VATTENVERKSAMHET HANTERING OCH TRANSPORT AV (FARLIGT) AVFALL KONTROLL AV KULTURHISTORISKA VÄRDEN SAMMANFATTNING DIREKTIV FÖR MILJÖKONTROLL SYFTE MÄTPROGRAM REFERENSER BILAGOR: Bilaga 1 - Fältprotokoll Bilaga 2 - Provpunktskarta Bilaga 3 - Sammanställning analysresultat Bilaga 4 - Uttagsrapporter från riktvärdesmodellen Bilaga 5 Kostnad miljökontrollprogram Bilaga 6 Åtgärdskostnader Bilaga 7 Analysrapporter 8

9 1 Uppdrag och syfte 1.1 Beställare Kemakta Konsult har på uppdrag av Länsstyrelsen i Östergötland genomfört kompletterande undersökningar inom området där Ydrefors träförädling tidigare hade sin verksamhet. 1.2 Bakgrund och syfte På området har sågverksverksamhet med tillhörande doppning med klorfenolpreparat bedrivits. Detta har medfört att området är förorenat med dioxiner och klorfenoler. Objektet har av länsstyrelsen bedömts tillhöra riskklass 1 enligt MIFO fas 2. Kemakta har tidigare genomfört undersökningar och utredningar motsvarande omfattningen av en huvudstudie för markområdet. Detta arbete redovisades i en huvudstudierapport (Kemakta, 2006a). Föreliggande rapport utgör en uppdatering av Kemaktas huvudstudie och inkluderar bland annat kompletterande undersökningar av mark, grundvatten och sediment, en förnyad riskbedömning samt en reviderad åtgärdsutredning för markområdet. Vidare genomförs en riskbedömning och åtgärdsutredning för sedimenten i Brosjön. Slutligen har underlag för riskvärdering, direktiv för projektering och miljökontroll samt strategi för tillståndsansökningar etc tagits fram. Arbetet har genomförts under perioden De inledande undersökningarna 2006 omfattade utöver den aktuella fastigheten även två barkdeponier. Dessa ligger på fastigheter med en privat fastighetsägare. Efter den inledande provtagningsomgången beslutade Länsstyrelsen att koppla bort deponierna från huvudstudien. Underlaget till kartorna som redovisas i rapporten är Lantmäteriets fastighetskarta i skala 1: Inget mer detaljerat kartunderlag finns för Ydrefors och trakten kring Ydrefors träförädling. 9

10 2 Områdesbeskrivning 2.1 Läge, ägarförhållanden Ydrefors träförädling AB var lokaliserad till fastigheten Hällefors 1:40 väster om Brosjöns utlopp, strax utanför Ydrefors samhälle, se figur 2-1. Ydrefors samhälle ligger i den södra delen av Östergötlands län, på gränsen mellan Kinda kommun och Ydre kommun. Samhället gränsar också till Vimmerby kommun i Kalmar län. Den aktuella fastigheten ligger i Ydre kommun, men Brosjön delas av Ydre och Kinda kommun. Direkt nedströms Brosjön ligger Bocksjön som delas av Ydre kommun och Vimmerby kommun. Ungefär två kilometer nordväst om sågområdet på den västra sidan om sjön Skärdrygen finns en plats där bark och spån från sågverksamheten har tippats. Fastigheten Hällefors 1:40 ägs av ett fastighetsbolag i Norrköping (Fastighetsbolaget Söderhult H/B) medan marken där bark- och spåntipparna ligger ägs av en privatperson. Den sydvästra delen av Brosjön tillhör den privatägda fastigheten Hällefors 1: kilometer 1 Figur 2-1. Karta över Ydrefors med omgivningar. Platsen för Ydrefors träförädling är inringad. Grundkarta GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2009/ Markens nuvarande och framtida användning Det bedrivs ingen verksamhet på fastigheten idag. Marken är till stora delar skogsbevuxen med vissa rester av tidigare industriverksamhet. Det finns ingenting som begränsar tillgängligheten till området. En skylt som varnar för att området är förorenat är uppsatt i anslutning till doppningsplatsen. Skyltar finns även vid infarterna till området. Det finns ingen detaljplan framtagen för området. Behovet av industrimark är begränsat. Ydre kommun gör bedömningen att området kommer att fortsätta användas som strövområde. 10

11 2.3 Recipient och vattenintresse Ytvattenrecipienten för grund- och ytvatten från området är den närbelägna Brosjön som ligger direkt öster om den aktuella fastigheten. Brosjön är en del av Stångåns övre vattensystem. Stångån rinner söderut till Storebro för att sedan vända norrut och via sjöarna Krön, Juttern, Åsunden samt Kinda kanal mynnar den ut i Roxen vid Linköping. I Brosjön förekommer fiske och kräftfiske samt friluftsliv i form av badplats och kanotled. Den kommunala vattentäkten för Ydrefors samhälle ligger på andra sidan sjön, ca 650 m nordost om sågverksområdet. Brosjöns yta uppskattas till knappt 0,3 km 2 och nivån inmättes till +152,0 m den 14 december Den totala avrinningsytan för Brosjöns utlopp har angetts till 139 km 2 (SMHI, 2000). Med en nettoinfiltration i området på ca 200 mm/år skulle flödet ut från Brosjön vara m 3 /år. Det finns ett flertal bostadshus i närheten av undersökningsområdet. Samtliga fastigheter har kommunalt dricksvatten. En av fastigheterna (Hällefors 1:30) har en privat brunn som dock inte används för dricksvatten. Det kan inte uteslutas att brunnsvatten tidvis används för lokal bevattning. 2.4 Förhållanden i omgivningen Nordväst och sydost om Ydrefors samhälle finns ett riksintresse för naturvården: Ydrefors Norra Vi och ytterligare åt sydost finns nationalparken Norra Kvill samt Ydrefors-Rumskullaområdet (samtliga skyddat enligt 3 kap 6 MB). Riksintresseområdena ligger som närmast ca 100 m från sågområdet. 11

12 3 Geologi och hydrogeologiska förhållanden 3.1 Topografi och geologisk uppbyggnad Området är relativt flackt och ligger vid kanten av Brosjön. Till sågverket hörde även ett stort timmer- och virkesupplag som ligger på en platå mellan 5 och 10 m ovanför sågverksområdet. Sågverksområdet ligger i en nordväst-sydostlig sprickdalgång. Jordlagren under sågverksområdet består av relativt homogen sand, ibland med inslag av grus/fingrus, ned till åtminstone 10 m djup under markytan vid doppningsplatsen. Varken underliggande morän eller bergöveryta har påträffats i någon undersökning. Enligt uppgifter i SGU:s brunnsarkiv är avståndet ned till berg direkt söder och sydost om Brosjöns sydspets mellan 7 och 20 m. 3.2 Grundvattenförhållanden Grundvattenytan har i tre olika undersökningar (Helldén, 2004; Kemakta, 2006a samt föreliggande studie) legat relativt konstant i grundvattenrören och varierar över området mellan 2 och 4 m under markytan. Grundvattenytan är nästan horisontell och sammanfaller med Brosjöns yta. Enligt SGU:s karta över grundvattnet i Östergötlands län är uttagsmöjligheterna för grundvatten goda i området; mediankapacitet l/h. Topografin i området medför att det sker en transport av grundvatten i riktning mot Brosjön. Att grundvattennivån inom området sammanfaller med nivån i Brosjön indikerar att grundvattenytans läge påverkas av nivån i Brosjön. Då marken i området består nästan uteslutande av sand, med inslag av grus uppskattas den hydrauliska konduktiviteten i området till storleksordningen m/s. Tabell 3-1. Uppmätta grundvattennivåer inom Helldén (2004), Kemakta (2006a och föreliggande utredning). Rör GV-nivå (+ höjd) GV-nivå (mumy) KemGV1 151,96 151,97 3,64 3,63 KemGV2 151,98 152,01 3,13 3,1 JHGW1 151,96 151,95 3,62 3,63 JHGW2 151,96 151,90 2,12 2,18 JHGW3 151,90 151,95 151,92 2,98 2,93 2,96 JHGW4 * 151,91 4,01 Brosjön 152,20** 152,0 * Grävd brunn på fastigheten Hällefors 1:30 cirka 120 m sydsydost om doppningsplatsen. ** Oklart vilket datum nivåmätningen är gjord. 12

13 4 Historisk redogörelse 4.1 Områdets industrihistoria Sågverksverksamheten på området pågick mellan 1928 och Doppning började utföras under mitten av 1960-talet eller omkring 1970 och pågick fram till Sågverkets totala yta var ca m 2. Figur 4-1 visar en indelning i olika delområden, för förklaring se text nedan. Historiskt har det funnits flera sågverk runt Brosjön, men enligt uppgift ska det inte ha förekommit någon verksamhet med doppning eller impregnering vid de andra anläggningarna kilometer Figur 4-1. Olika delområden inom Ydrefors träförädling. För förklaring av olika verksamheter, se text. Grundkarta GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2009/ Industriella processer och hanterade ämnen Virket lagrades på en platå på höjden väster om doppningsplatsen (område 4 i figur 4-1, ca m 2 ) innan det fördes till sågen i område 9. Rester i form av betongfundament, betonggolv och en oljetank finns inom denna del av fastigheten, se figur 4-2. Det sågade virket behandlades vid doppningsplatsen, område 1. Doppningskarets volym var ca 30 m 3 och har enligt uppgift alltid varit placerat på samma plats. Karet stod inte på någon hårdgjord yta men däremot var ytan framför karet asfalterad. Doppat virke fick normalt rinna av ovanför karet innan det transporterades till någon av de närbelägna upplags- 13

14 platserna (2, 3, 4 och 7). Innan virket levererades kapades det till rätt längd vid justerverket (10). Cirka 75 meter norr om doppningsplatsen finns ett grustag (5). För området mellan doppningsplatsen och kemikalieförrådet (6), markerat som område 8 i figur 4-1, är det inte känt att någon specifik hantering har skett. Figur 4-2. Rester av betongkonstruktioner i områdets norra del. Doppning har enligt uppgift gjorts med det pentaklorfenolbaserade preparatet Servarex. Preparatet levererades i pulverform, förvarades i ett kemikalieförråd (område 6) och blandades med vatten på plats. Preparatets ungefärliga sammansättning redovisas i tabell 4-1. Sjölagring av timmer har förekommit i begränsad omfattning och timret kan under lagringstiden ha behandlats med insekticider (Helldén, 2004). De vanligast använda preparaten vid den aktuella tiden var DDT, lindan, fenitrotion och permetrin. I en tidigare undersökning (Helldén, 2004) detekterades inga insekticider i sjösedimenten. Tabell 4-1. Ungefärlig sammansättning på Servarex (Tysklind, 2004) Klorfenoler Klorerade dioxiner Klorerade dibensofuraner Klorerade fenoxifenoler (predioxin) 5-10% 2,4,6-triklorfenol % 2,3, 4,6-tetraklorfenol 5-10 % pentaklorfenol som natriumsalt 1-12 ppm ppm ppm Vid tillverkning av pentaklorfenolpreparat kan dioxiner, d v s polyklorerade dibensodioxiner och dibensofuraner, bildas som en förorening. Dioxiner binds mycket hårt till markpartiklar och har därmed låg mobilitet. Dioxin har mycket låg löslighet i vatten och nedbrytningen är mycket långsam. Förutsättningarna för spridning av dioxiner är till hög grad beroende av jordarten. I regel sker inte någon långväga spridning då dioxin bundet till partiklar i grundvatten filtreras ut i marken. Dioxinet återfinns till största delen i närheten av där det t.ex. via spill eller dropp kom i kontakt med marken. Pentaklorfenol är något vattenlöslig, har större mobilitet och bryts lättare ned än dioxiner. Mobiliteten för klorfenoler är beroende av ph och halten organiskt material i jorden. Klorfenoler är betydlig lösligare vid neutralt och alkalisk ph i jorden jämfört med om jorden är sur. Ju högre halt organiskt material i jorden, desto starkare binds klorfenoler. Klorfenoler ger irritation av hud och andningsvägar och de högklorerade är konstaterat cancerogena. Effekter på lever och njure har påvisats. Dioxiner och dibensofuraner är cancerogena och hormonstörande. 14

15 4.1.2 Avfallshantering Hanteringen av förbrukad doppningsvätska är något oklar. En uppgiftslämnare hävdar att innehållet i karet vid ett tillfälle tömdes via en slang i grustaget (område 5 i figur 4-1). I samband med tömningen kan doppningskemikalier ha runnit ned i Brosjön. Senare samma år hittade personen död fisk nedströms Brosjön. Följande år fördes materialet bort i slambil och enligt uppgiftslämnaren tippades det vid minst ett tillfälle i skogen. En gammal barktipp finns ca 2 km nordväst om sågverksområdet på fastigheterna Hamra 1:6 och Stockröjan 1:1 nära sjön Skärdrygen. En senare spåntipp finns också inom fastigheten Hamra 1:5 eller 1: Byggnader Byggnaderna på området är rivna, men vissa husgrunder, fundament och asfaltsplaner finns kvar Dag- och spillvattenledningar Inga dag- eller spillvattenledningar är kända inom området. 4.2 Genomförda åtgärder Efter det att Kemaktas utredning 2006 avslutades genomförde Ydre kommun en enklare åtgärd inom en del av fastigheten Hällefors 1:40. Åtgärden bestod i att en enklare övertäckning genomfördes inom området där doppningskaret var beläget. Åtgärden omfattade att sand lades direkt på den befintliga markytan för att få en relativt jämn yta på vilket en enklare plastduk (presenning) lades ut som därefter täcktes med ett par decimeter sand. I samband med detta avverkades även en del träd som växte inom denna yta. 15

16 5 Utförda undersökningar 5.1 Tidigare utförda undersökningar Översiktlig miljöteknisk markundersökning, Helldén, 2004 En översiktlig miljöteknisk markundersökning har tidigare utförts (Helldén, 2004). Den omfattade jordprovtagning med skruvborr i 20 punkter, installation av grundvattenrör i tre av dessa punkter och provtagning två till tre meter under grundvattenytan, sedimentprovtagning i fem punkter i Brosjön samt jordprovtagning i två punkter i spåntippen respektive barktippen uppe i skogen. Sammanlagt 17 jordprover analyserades avseende klorfenoler och ett blandprov från doppningsplatsen (0-1 m under markytan) analyserades med avseende på dioxiner/ furaner. De fyra grundvattenproverna analyserades för klorfenoler och proverna från doppningsplatsen och grustäkten även för pesticider. De fem sedimentproven slogs samman till ett samlingsprov som analyserades med avseende på klorfenol, dioxiner/ furaner och insekticider. De två blandproverna från spåntippen respektive barktippen analyserades med avseende på pesticider Undersökningar i samband med huvudstudie, Kemakta, I samband med huvudstudien genomfördes undersökningar av jord, grundvatten och sediment (Kemakta, 2006a). Inom undersökningen låg tyngdpunkten på förekomsten av dioxiner inom området. En närmare beskrivning av denna undersökning finns i (Kemakta, 2006a). Bedömningar och slutsatser i den rapporten ersätts av uppdaterade bedömningar i föreliggande rapport. Provtagningsprogrammet omfattade: Uttag av fyra ytliga prover (ca 0 0,2 m) med spade vid kemikalieförrådet, upplagsplatsen söder om kemikalieförrådet, upplagsplatsen för timmer och virke samt grustäkten. Provtagning av jord med skruvborr i 37 punkter. Två av dessa är belägna i spånrespektive barktippen ca 2 km nordväst om sågverksområdet. Analys av huvudsakligen dioxin. Klorfenol och insekticider har analyserats i ett urval av punkter. Installation av två grundvattenrör samt provtagning i dessa och två tidigare grundvattenrör. Provtagning av sediment i sammanlagt 17 punkter i Brosjön. Fiske av sju abborrar i Brosjön för analys av dioxin i fiskmuskel. Fältarbetet genomfördes vid tre separata tillfällen: mark- och grundvattenprovtagning utfördes i december 2005, sedimentprovtagning i januari 2006 och kompletterande jordoch sedimentprovtagning i mars Abborrarna fiskades i början av januari Analys av kräftor från Brosjön, Kemakta, 2006 Analys utfördes på samlingsprover av kräftstjärtar och kräftsmör från 16 kräftor från Brosjön. Kräftorna fiskades i slutet av augusti 2006 och sändes infrysta i sjövatten till analyslaboratorium för provberedning och analys (Kemakta, 2006b). 16

17 5.2 Utförda fältarbeten under 2008 Kompletterande provtagning av jord (skruvborrning), grundvatten och sediment genomfördes i juli 2008 och ytterligare sedimentprover togs i september Provpunkternas läge redovisas i bilaga 2. Syfte med provtagningen var att komplettera tidigare undersökningar genom att avgränsa föroreningsutbredningen samt att undersöka tidigare ej provtagna områden för att lokalisera eventuell förorening. Provpunkterna har mätts in med handhållen GPS i kombination med inmätning mot fasta objekt. Detta medförde att inmätningen av framförallt punkterna för provtagning av sediment blev något osäker när avståndet från strandkanten ökade. Fältarbeten har genomförts under ledning av Stig Gustavsson, PentaCon Jordprovtagning Ytlig jordprovtagning genomfördes i elva provpunkter. I en av provpunkterna vid doppningsplatsen, Kem42, provtogs jord ner till 10 m. Provtagningen utfördes med skruvborr i samtliga provpunkter. Jordproverna analyserades med avseende på dioxin, torrsubstans och glödrest Grundvattenprovtagning En förnyad provtagning av grundvatten genomfördes i tre av de tidigare fyra installerade grundvattenrören (KemGV1, KemGV2 och JHGW3). Grundvatten analyserades med avseende på dioxin och löst organiskt kol (DOC). Syftet med grundvattenprovtagningen var att ge underlag för ytterligare bedömning av en eventuell spriding av dioxin med grundvatten Sedimentprovtagning Syftet med sedimentprovtagningen var att komplettera tidigare sedimentundersökning för att bedöma föroreningens omfattning och försöka avgränsa denna samt att undersöka om pågående spridning av dioxin sker från mark till sediment. Undersökningsområdet har delats in i två olika delområden, som i denna rapport betecknas med det norra delområdet respektive det södra delområdet. Sedimentprov har uttagits från 27 punkter. Tre av dessa(sed29-sed31) ligger i det norra delområdet, tre (SED26-SED28) mellan det södra och norra delområdet, och övriga 21 punkter i det södra delområdet. Prov har tagits ut i djupintervall om fem centimeter (0-5, 5-10 osv) ned till i allmänhet mellan 25 och 35 cm djup.prov från 18 av de 27 provpunkterna har analyserats med avseende på dioxin, torrsubstans och glödrest. 5.3 Kompletterande undersökning av markområdet 2010 Kompletterande provtagning inom och i anslutning till doppningsplatsen genomfördes i november Jordprover togs ut med GeoProbe ned till tio meters djup i två punkter (Kem50 och Kem51) och ned till en meters djup i tre punkter (Kem52-Kem54). Syftet var att förstärka underlaget för a) bedömning av förekomsten av dioxin i djupare jordlager inom doppningsplatsen samt b) utbredningen av dioxin i marklager ned till en meters djup i området kring doppningsplatsen. Fältarbeten har genomförts under ledning av Peder Englund, GeoNova Consulting AB. GeoProbe medger att i huvudsak ostörda jordprover tas ut. Utrustningen består av ett yttre foderrör och ett inre rör plaströr med vilket en borrkärna tas ut. Syftet med denna utformning är att undvika korskontaminering av massor från olika nivåer. 17

18 Figur 5-1. Placering för jordprovpunkter inom Kemakta Grundkarta GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2009/ En mer detaljerad redovisning av provpunkter görs i bilaga 2. 18

19 Figur 5-2. Placering för sedimentprovpunkter inom Kemakta, Grundkarta GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2009/ En mer detaljerad redovisning av provpunkter görs i bilaga 2. 19

20 5.4 Kemiska analyser De kemiska analyser som utförts på prover från den kompletterande provtagningen 2008 och 2010 har framförallt inriktas på analyser av dioxiner. I tabell 5.1 redovisas de jordprover som uttagits och analyserats och i tabell 5.2 redovisas sedimentproverna. Vissa prover har sparats för eventuell senare analys. Tabell 5-1. Sammanställning över jordprover i den förnyade provtagningen 2008; provtagningsdjup och antal prover analyserade med avseende på dioxin. Punkt Djup (m) Delområde År Dioxinanalyser Kem Upplag för doppat virke Kem Upplag för doppat virke Kem Upplag för doppat virke Kem Upplag för doppat virke Kem Sågverk Kem Sågverk Kem Doppningsplats Kem Doppningsplats Kem Norr om doppningsplats Kem Norr om doppningsplats Kem Sågverk Kem Upplag för doppat virke Kem Upplag för doppat virke Kem Upplag för doppat virke Kem Doppningsplats Kem Öster om doppningsplats Kem Norr om doppningsplats Kem Väster om doppningsplats Kem Norr om doppningsplats Tabell 5-2. Punkt Sammanställning över sedimentprover; provtagningsdjup och antal prover analyserade med avseende på dioxin vid undersökningar Djup (cm) Punkt Djup (cm) Dioxinanalyser Dioxinanalyser Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed Sed

21 5.5 Resultat av utförda undersökningar Föroreningar i mark Dioxin Uppmätta halter av dioxin är sammanställda i tabell 5-4 och grafiskt i figurer i detta avsnitt. I de fall där dioxin har analyserats på flera djup i en provpunkt redovisas den maximalt uppmätta halten i figurerna. Doppningsplats Dioxin har uppmätts i höga till mycket höga halter huvudsakligen vid och i anslutning till doppningsplatsen, se figur 5-3. I Helldéns utredning analyserades ett samlingsprov från tre punkter vid doppningsplatsen på djupet 0 1 m map dioxin. Uppmätt halt var ng TEQ/kg TS. De högsta halterna som uppmäts i Kemaktas utredningar är respektive ng TEQ/kg TS i ytliga prover (Kem35 0 0,5 m respektive KemGV1 0-0,3 m) vid platsen där doppningskaret ska ha stått. I en angränsande punkt (Kem42) uppmäts en halt på ng TEQ/kg TS i ytligt prov (0-0,25 m). Vid undersökningarna 2010 uppmäts en dioxinhalt på ng TEQ/kg TS på djupet 0,25-0,5 m i provpunkt Kem50 belägen mellan KemGV1 och Kem35. Inom doppningsområdet har förekomsten av dioxin i djupare jordlager undersökts; dels genom provtagning med skruvborr, dels genom provtagning med GeoProbe. Analys av dioxin har gjorts på prov från olika nivåer, från ytliga massor ned till som mest tio meters djup. Resultaten redovisas i tabell 5-3. Resultaten från skruvborrprovtagning indikerar att relativt höga halter av dioxin förekommer även på djupare nivåer inom doppningsområdet. På nivån 2,0-2,5 meter under markytan (mumy) uppmäts dioxin i en halt av ng TEQ/kg TS. Halter från cirka 300 ng EQ/kg TS upp till ng TEQ/kg TS uppmäts i marklager från 3,5 till 10 meters djup (motsvarar jordlager under grundvattenytan). Provtagning med GeoProbe bekräftar i en av de två undersökta punkterna att höga halter dioxin förekommer på djup ned till åtminstone 2,5 meters djup, men att halten dioxin avtar kraftigt med djupet. Under grundvattenytan (cirka 3,5 mumy) påvisas halter på några tiotal ng TEQ/kg TS. Skillnaden i resultat erhållna med GeoProbe respektive skruvborrning vad gäller förekomsten av dioxin i jordlager under grundvattenytan bedöms ha sin förklaring i att en korskontaminering har skett vid provtagning med skruvborr och att uppmätta föroreningshalter i prover uttagna med skruvborr på nivåer under grundvattenytan inte är representativa för faktiska halter i detta material. 21

22 Tabell 5-3. Uppmätta halter av dioxin (ng TEQ/kg TS) i fem djupa borrpunkter vid doppningsplats. Provtagning med GeoProbe respektive skruvborr. Kem50 GeoProbe Kem51 GeoProbe KemGV1 Skruvborr Nivå Jordart Dioxin Nivå Jordart Dioxin Nivå Jordart Dioxin -0,5-0 FSa 0-0,25 mu(st)sa 0-0,25 mu(st)sa ,3 musa ,25-0,5 (st)gr ,25-0,5 (st)sa 0,3-1,0 Sa 0,5-1,0 (st)sagr 0,5-1,0 (st)(gr)sa ,0-1,5 (st)sagr 1,0-1,5 stgrsa 1,0-1,5 Sa 1,5-2,0 grsa 1,5-2,0 (st)sagr 8 1,5-2,0 (st)sa 2,0-2,5 stsagr ,0-2,5 st(sa)gr 2,0-2,5 grsa ,5-3,0 stsagr 2,5-3,0 (st)sagr 2,5-3,0 grsa 3,0-3,5 (st)sagr 130 3,0-3,5 stgr 3,0-3,5 grsa 3,5-4,0 (st)sagr 3,5-4,0 (st)gr 4 3,5-4,0 grsa 790 4,0-4,5 (gr)sa 10 4,0-4,6 stgr 4,0-4,5 grsa 4,5-5,0 Sa 4,6-5,0 Sa 4,5-5,0 grsa 500 5,0-5,5 Sa 5,0-5,5 Sa 3 5,5-6,0 Sa 5,5-6,0 Sa 6,0-6,5 Sa 40 6,0-6,5 Sa 6,5-7,0 Sa 6,5-7,0 Sa 7,0-7,5 Sa 7,0-7,5 Sa 7,5-8,0 Sa 7,5-8,0 Sa 8,0-8,5 (gr)sa 3 8,0-8,5 Sa 8,5-9,0 Sa 8,5-9,0 grsa 9,0-9,5 Sa 9,0-9,5 Sa 9,5-10,0 Sa 9,5-10,0 Sa 22

23 Tabell 5-3. Forts. Kem35 Skruvborr Kem42 Skruvborr Kem43 Skruvborr Nivå Jordart Dioxin Nivå Jordart Dioxin Nivå Jordart Dioxin 0-0,5 F[grSa trä] ,25 sagr ,25 F [grsa] 350 0,25-0,5 sagr 0,25-0,5 F [grsa] 0,5-1,0 F[grSa trä] 0,5-0,75 sagr 0,5-1,0 grsa/sagr 0,75-1,0 sagr 1,0-1,5 grsa 1,0-1,5 sagr 1,0-1,5 Grf 1,5-2,0 grsa 1,5-2,0 sagr 1,5-2,0 sagr 2,0-2,5 grsa 2,0-2,5 sagr 2-2,5 sagr 2,5-3,0 grsa 2,5-3,0 sagr 2,5-3,0 sagr 3,0-3,5 grsa 3,0-3,5 (sa)grf 3-3,5 sagr 3,5-4,0 grsa 3,5-4,0 (sa)grf 3,5-4,0 sagr 4,0-4,5 grsa 4,0-4,5 sagr 4,0-5,0 sagr 4,5-5,0 grsa 4,5-5,0 sagr 5,0-5,5 grsa 5,0-6,0 grsa 5-5,5,8 sagr 5,5-6,0 Sa 5,8-6,2 grsa 6,0-6,5 Sa 6,0-7,0 (gr)sa 910 6,5-7,0 Sa ,0-8,0 (gr)sa 7,5-8,0 sagr 8,5-9,0 grsa 9,5-10,0 (gr)sa

24 Figur 5-3. Maximalt uppmätt dioxinhalt inom doppningsplatsen och dess närområde. Grundkarta GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2009/

25 I doppningsplatsens närhet En hög halt (2 500 ng TEQ/kg TS) påvisas i ett ytligt prov (Kem3) taget ca 10 m söder om platsen för doppningskaret men halterna avtar längre söderut i riktning mot kemikalieförrådet. Norr om doppningskaret (Kem1 och Kem45) påvisas lägre halter ( ng TEQ/kg TS) än söder därom. Ett ytligt prov uttaget i slänten, cirka 10 meter rakt väster om KemGV1, uppvisar en låg halt av dioxin (7 ng TEQ/kg TS). Dioxin påvisas även på de vägar där virket har transporterats för uppläggning efter doppningen. Strax söder om doppningsplatsen (Kem6) påvisas en förhöjd halt (580 ng TEQ/kg TS) i ytligt prov från vägen som leder mot det fd kemikalieförrådet. Ungefär 25 m längre söderut på samma väg har halten sjunkit till 5 ng TEQ/kg TS. Dioxin påvisas också nära doppningsplatsen på den väg som leder till upplagsplatserna sydost om doppningplatsen (110 ng TEQ/kg TS i Kem5). Även här sjunker dioxinhalten med avståndet från doppningsplatsen. På vägen som leder mot norr (Kem52) uppmäts dioxin i en halt av 200 ng TEQ/kg TS i ett ytligt prov (0,13-0,25 m). Gemensamt för de prover som har tagits ut inom vägarna är att dioxinhalten avtar med djupet. I Kem5, Kem6 och Kem52 uppmäts halter mellan 3 och 8 ng TEQ/kg TS på djupet 0,5-1,0 m. Övriga delar av undersökningsområdet Direkt norr om vägen mot upplagen sydost om doppningsplatsen (i Kem33) detekteras dioxin i en halt av 95 respektive 110 ng TEQ/kg TS i prov på djupen 0-0,5 m och 0,5-1,0 m. Det finns dock inga uppgifter om att området i anslutning till sågverket skulle ha används för lagring av behandlat virke i någon omfattning. Detta styrs även av att halten dioxin i angränsande punkter (Kem40, Kem41 och Kem46; 0-0,25 m) underskrider 10 ng TEQ/kg TS. Direkt söder om vägen (Kem7) detekteras dioxin i en halt av 37 ng TEQ/kg TS i prov från nivån 0-0,4 m. Inom upplagsplatserna, markerade som delområde 2 och 3 i figur 4-1, har i huvudsak ytligare massor (0-0,25 m alternativt 0-0,5 m) undersökts med avseende på dioxin. Ett flertal prover uppvisar en koncentration på några enstaka nanogram. I andra prover ligger dioxinhalten på några tiotal nanogram upp till som mest 120 ng TEQ/kg TS. I allmänhet påvisas högre halter i direkt anslutning till vägen som går mellan de två delområdena, men undantag från denna regel kan påvisas. Sammantaget konstateras att i knappt hälften av de undersökta punkterna inom upplagsplatserna påvisas dioxin i halter mellan det generella riktvärdet för känslig markanvändning (KM 20 ng TEQ/kg TS) och mindre känslig markanvändning (MKM 200 ng TEQ/kg TS). Generellt avtar halten med djupet. Utifrån den hantering som är förknippad med justerverket (kapning av behandlat virke till rätt längd) görs bedömningen att det inte bör förekomma förorening i större omfattning inom denna del av området. Justerverket anlades dock efter det att doppningsverksamheten påbörjades, varför det är möjligt att området har utnyttjats för uppläggning av behandlat virke i ett tidigare skede. Det prov som har tagits i den södra delen av delområdet visar på dioxin i en halt av 22 ng TEQ/kg TS. Inom platån i den västra delen av området har två samlingsprover representerande nivån 0-0,5 m från totalt fyra provpunkter analyserats med avseende på dioxin. Uppmätta halter är låga (kring 10 ng TEQ/kg TS). I en annan punkt (KemC) är halten ungefär en faktor två högre i prov uttaget med spade från nivån 0-0,2 m. Två ytliga prover (0-0,2 m) från grustaget beläget cirka 80 meter norr om doppningsplatsen uppvisar förhöjda halter av dioxin (13-78 ng TEQ/kg TS). 25

26 Sammanfattning av uppmätta dioxinhalter Sammanfattningsvis görs bedömningen att dioxin förekommer i höga till mycket höga halter i den omättade zonen (ovanför grundvattenytan) inom området där doppningskaret har varit lokaliserat. Halten dioxin avtar kraftigt med djupet. Under grundvattenytan påvisas halter på några tiotal ng TEQ/kg TS inom doppningsplatsen. I området kring doppningsplatsen förekommer dioxin i halter som överskrider det generella riktvärdet för känslig markanvändning, ställvis även över det generella riktvärdet för mindre känslig markanvändning. Lokalt har halter av dioxin på några tusen nanogram påvisats i ytligare jordlager. Generellt bedöms det generella riktvärdet för känslig markanvändning överskridas i massor ned till mellan 0,5 och 1,0 meters djup, men ställvis ned till djup överstigande 1,5 meter. Inom resterande delar av undersökningsområdet överskrider inget prov det generella riktvärdet för mindre känslig markanvändning, däremot påvisas dioxin i halter över det generella riktvärdet för känslig markanvändning i knappt hälften av de provtagna punkterna. Bedömningen som görs är att det senare begränsas till ytligare jordlager (ned till ungefär en halv meters djup). Det bedöms som mycket osannolikt att dioxin i de uppmätta halterna på den aktuella platsen skulle kunna härröra från någon annan verksamhet än den som bedrevs av Ydrefors träförädling. Klorfenol Klorfenoler har analyserats i prover tagna inom Helldén (2004) och Kemaktas utredning I de kompletterande provtagningarna 2008 och 2010 gjordes inga ytterligare analyser av klorfenoler. Uppmätta halter har sammanställts i tabell 5-4. Klorfenoler påvisas i förhöjda halter uteslutande i anslutning till doppningsplatsen. Uppmätt halt av både pentaklorfenol och summa klorfenoler exklusive pentaklorfenol överskrider i flera prover det generella riktvärdet för mindre känslig markanvändning (MKM), 3 mg/kg TS. Maximal uppmätt halt av pentaklorfenol ligger på 25 mg/kg TS och för summa klorfenoler på 11 mg/kg. Övriga punkter där klorfenoler påvisas ligger vid upplagsplatserna för doppat virke (delområdena 2 och 3). Halten för både pentaklorfenol och summa klorfenoler exklusive pentaklorfenol ligger dock under det generella riktvärdet för känslig markanvändning (KM), 0,5 mg/kg TS. Vid kemikalieförrådet, grustäkten och upplagsplatsen söder om kemikalieförrådet påvisas inga klorfenoler. Pesticider Inom Kemaktas första utredning (2006) har klorerade pesticider analyserats i två prover inom sågverksområdet. De analyserade komponenterna ligger under rapporteringsgränserna i båda proverna (rapporteringsgräns: 0,010 mg/kg). 26

27 Figur 5-4. Maximalt uppmätt dioxinhalt i respektive provpunkt (ng TEQ/kg TS). Grundkarta GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2009/ Strecken markerar ungefärligt läge för släntfot. 27

28 Tabell 5-4. Sammanställning av analysresultat för jordprover från föreliggande och tidigare undersökningar (Kemakta, 2006, 2008 och 2010 samt Helldén, 2004). Gult respektive orange fält innebär att uppmätt halt överskrider generellt riktvärde för känslig markanvändning (KM) respektive mindre känslig markanvändning (MKM) (Naturvårdsverket, 2009). Halt skriven i kursiv stil innebär att rapporterad halt är analysens rapporteringsgräns för pentaklorfenol respektive gruppen övriga klorfenoler. Provpunkt År TS-halt Glödrest Dioxin Pentaklorfenol Summa övr klorfenoler % % av TS ng TEQ/kg TS mg/kg TS mg/kg TS Kemakta A ,1 98,5 1,1 Kemakta B , ,02 0,2 Kemakta C ,6 98,7 30 Kemakta D , Kem1 0-0, ,9 99,2 99 0,02 0,2 Kem1 0,5-1, ,8 70 Kem1 1,0-1, ,1 99,4 39 Kem2 0,02-0, ,3 58 Kem3 0-0, ,063 0,3 Kem3 1,0-1, ,6 99,3 94 Kem4 0-0, ,1 99 Kem4 0,3-1, ,4 3,3 Kem5 0-0, ,6 110 Kem5 0,4-1, ,7 3,1 Kem6 0-0, ,1 580 Kem6 0,4-1, ,8 4,7 Kem6 1,0-1, ,6 9,8 Kem7 0-0, ,3 37 Kem8 0-0, ,7 70 Kem9 0-0, ,6 120 Kem9 0,5-1, ,4 3,6 Kem10 0-0, ,3 69 Kem11 0-0, ,1 15 Kem12 0-0, ,6 100 Kem13 0-0, ,9 2,3 Kem14 0-0, ,02 0,03 Kem14 1,5-2, ,02 0,2 Kem15 0,5-1, ,5 0,02 0,2 Kem15 2,0-2, ,3 0,75 0,02 0,2 Kem16 0-0,5 + Kem17 0-0, ,5 7,6 Kem18 0-0,5 + Kem19 0-0, ,8 16 Kem20 0-0, , Kem21 0-0, ,2 16 Kem22 0-0,1 + Kem23 0-0, ,2 14 Kem24 0-0,5 + Kem25 0-0, ,1 0,99 Kem26 0-0, ,6 97,9 12 Kem27 0-0, ,8 5,1 Kem28 0-0, ,6 2,5 28

29 Tabell 5-4. forts. Provpunkt År TS-halt Glödrest Dioxin Pentaklorfenol Summa övriga klorfenoler % % av TS ng TEQ/kg TS mg/kg TS mg/kg TS Kem29 0-0, ,3 56 Kem30 0-0, ,5 11 Kem31 0-0, ,2 23 Kem32 0-0, ,9 2,6 Kem33 0-0, ,4 95 Kem33 0,5-1, ,2 Kem33 3,5-4, ,1 14 Kem34 0-0, , Kem35 0-0, , Kem35 6,5-7, , Kem36 0-0, ,1 94,19 17 Kem37 0-0, ,4 73,8 35 Kem38 0-0, ,2 96,21 1,5 Kem39 0-0, ,4 97,42 1,4 Kem40 0-0, ,2 98,37 1,3 Kem41 0-0, ,3 96,11 7,4 Kem42 0-0, ,2 98, Kem42 9, ,3 99, Kem42 6,0-7, ,9 99,5 910 Kem43 0-0, , Kem44 0-0, ,1 97,88 4,7 Kem45 0-0, ,2 97, Kem45 0,25-0, ,5 99,1 24 Kem46 0-0, ,2 94,9 7,2 Kem46 0,5-1, ,2 55,4 2,2 Kem50 0,25-0, Kem50 2,0-2, , Kem50 3,0-3, Kem50 4,0-4, ,3 10 Kem50 6,0-6, ,5 40 Kem50 8,0-8, ,1 2.9 Kem51 0-0, , Kem51 0,5-1, , Kem51 2,0-2, ,5 7,6 Kem51 4,0-4, ,7 4,1 Kem51 5,0-5, ,8 2,5 Kem52 0,13-0, ,7 200 Kem52 0,5-1, ,6 8,1 Kem53 0-0, ,3 7 29

30 Provpunkt År TS-halt Glödrest Dioxin Pentaklorfenol Summa övriga klorfenoler % % av TS ng TEQ/kg TS mg/kg TS mg/kg TS 1-2m. JH ,8 0,61 KemGV1 0-0, ,6 97, ,8 KemGV1 2-2, , KemGV1 3,5-4, ,6 99, KemGV1 4,5-5, , ,47 KemGV2 0-0, ,4 54 JH1 0-0,5 m ,8 JH1 1,5-2,0 m ,1 JH2 0,5-1,0 m JH2 1-2m JH3 0,2-0,8m JH3 1,0-2,0m JH4 0,2-0,8m ,02 0,2 JH5 0,2-0,8m ,02 0,04 JH6 0,2-0,8m ,02 0,2 JH7 0,2-0,8m ,022 0,068 JH8 0,2-0,5m ,02 0,2 JH9 0,2-0,8m ,086 0,314 JH10 0,2-0,5m ,075 0,225 JH11 0,2-0,5m ,02 0,2 JH12 0,2-0,8m ,02 0,2 JH13 0,2-0,8m ,02 0,2 JH14 0,5-1,5m ,02 0,2 JH1-JH3 0-1m KM 20 0,5 MKM

31 5.5.2 Föroreningar i grundvatten Dioxin Dioxin påvisas i grundvattenprover inom området, både vid Kemaktas provtagning 2005 och Halterna redovisas i tabell 5-5. Högst halt återfinns vid doppningsplatsen (KemGV1). Inom den norra delen av upplagsplatsen för doppat virke (KemGV2), ca 50 m närmare sjön, är halten betydligt lägre. Ungefär 50 m söder om denna punkt(jhgw3), fortfarande inom samma upplagsplats, är halten högre. Inom grustäkten (JHGW2) påvisas dioxin i en halt på 0,0014 ng TEQ/l. Provtagningen 2008 visar på högre halter än 2005 i punkterna KemGV1 och KemGV2, men lägre halter i punkt JH GW3. En orsak till att halterna skiljer sig mellan provtagningarna 2005 och 2008 kan vara grundvattenflödet. Tabell 5-5. Halter av dioxin samt löst organiskt kol i grundvattnet inom undersökningsområdet. Dioxin (ng TEQ/l) DOC (mg/l) Kem GV1 0,14 1 2,1 Kem GV2 0, ,00038 <1,0 JH GW2 0, <1,0 JH GW3 1) 0, , ) JHGW3 är installerad i punkt JH/ i figur 5-1. Klorfenol Klorfenoler återfinns i grundvattnet endast i de högklorerade formerna. Inom Helldén (2004) påvisas tetra- och pentaklorfenol i grundvatten inom doppningsplatsen (JHGW1) och upplagsplatsen för doppat virke (JHGW3). Detta bekräftas av analyser genomförda inom av Kemakta under 2006 (Kem GV1 och Kem GV2). Däremot påvisas inte klorfenol i grundvatten inom grustäkten (JHGW2) eller i den närbelägna brunnen (JHGW4) (Helldén, 2004). Prov från JHGW2 och JHGW3 analyserades även i undersökningen 2005 (Kemakta, 2006) men inga klorfenoler påvisades. Tabell 5-6. Halter av klorfenoler i grundvattnet inom undersökningsområdet. Pentaklorfenol/Summa övriga klorfenoler (µg/l) Kem GV1-1,2/3 Kem GV2-0,084/0,2 JH GW1 1,1/1,7 - JH GW2 <0,1/<0,9 <0,010/<0,5 JH GW3 0,48/0,81 <0,010/<0,5 JH GW4 <0,1/<0,9 - Insekticider Analys av insekticider i två grundvattenrör (Helldén, 2004) visar på halter under rapporteringsgränsen (0,01 0,02 µg/l) för samtliga analyserade komponenter. 31

32 5.5.3 Föroreningar i sediment Dioxin Inom Helldéns utredning togs sedimentprov ut i fem punkter. De fem provtagna punkterna ligger inom två olika delområden, som här betecknas med det norra delområdet (omfattande JH18 och JH19) respektive det södra delområdet (JH20- JH22). Inför analys skapades ett blandprov från dessa fem punkter som analyserades map dioxin. Dioxin påvisades i en halt av 60 ng TEQ/kg TS. Dioixin har analyserats i prov från fem punkter inom det norra delområdet (Kem7, Kem8, Kem9, Kem11 och Kem30) inom Kemaktas utredningar. Dioxin har analyseras i prov från djupet 2-10 cm i fyra av de fem provpunkterna och på nivån cm i det femte provet. Dioxin påvisas i samtliga prov men i låga halter (mellan 0,5 och 5,5 ng TEQ/kg TS), se figur 5-6. Från området mellan det södra och norra delområdet har ett prov analyserats (SED cm). Dioxinhalten ligger på 2 ng TEQ/kg TS, vilket är cirka en tre gånger högre halt än vad som påvisas i ett prov (SED30) från samma nivå i det norra delområdet. Genomförd undersökning visar att betydligt högre dioxinhalter återfinns i sedimenten i det södra delområdet. Resultaten visar också att halterna är högst i de ytligaste sedimenten (0-5 cm) och att halten avtar med djupet och i huvudsak även med ökande avstånd från strandkanten. De högsta halterna påvisas i ytliga sediment (0-5 cm) direkt öster om doppningsplatsen (SED ng TEQ/kg TS) och strax söder därom (SED ng TEQ/kg TS). Halter upp till ungefär 100 ng TEQ/kg TS påvisas inom ett område som avgränsas av en linje ungefär 35 meter ut från stranden med en längd på cirka 70 m längs stranden. I de två analyserade prov som ligger längst ut från strandkanten (SED24 och SED32) påvisas en dioxinhalt på 45 respektive 79 ng TEQ/kg TS i de ytliga sedimenten. I ett prov taget vid en brygga i den sydligaste delen av sjön (SED42) uppmäts en halt på 15 ng TEQ/kg TS i de ytliga sedimenten. I en punkt belägen ungefär mitt emellan SED42 och sjöns utlopp är halten högre (52 ng TEQ/kg TS). I punkten där den högsta halten dioxin påvisas har sediment från tre nivåer analyserats. Detta visar på en påtagligt lägre halt på nivån 5-10 cm (200 ng TEQ/kg TS) i jämförelse med de ytligaste 0-5 cm (4 800 ng TEQ/kg TS), men att halten djupare ner inte avtar lika kraftigt. På nivån cm är halten 60 ng TEQ/kg TS, en tredjedel av den i det överliggande skiktet. I fyra andra provpunkter inom det södra delområdet är halten på djupet cm mellan 5 och 25 gånger lägre än i det ytligaste provet (0-5 cm). Samtliga resultat vad gäller analys av sediment är sammanställda i bilaga 3. Klorfenol Klorfenoler har analyserats i ett samlingsprov från fem provpunkter inom Helldén (2004). Inga klorfenoler detekteras. Pesticider Helldén (2004) analyserade klorerade pesticider i ett blandprov från fem sedimentprovpunkter. Halterna av analyserade komponenter låg under rapporteringsgränsen (0,10 mg/kg). Det påpekas dock i den tidigare utredningen att rapporteringsgränsen inte är tillräckligt låg för att förekomst av insekticider ska kunna uteslutas. 32

33 Figur 5-5. Dioxinhalter i sedimentprover på nivån 0-5 cm. Grundkarta GSD- Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2009/

34 Figur 5-6. Dioxinhalter i sedimentprover på nivåerna 2-10 cm, 5-10 cm och cm. Grundkarta GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2009/

35 5.5.4 Föroreningar i fisk och kräftor Laboratoriet beredde ett samlingsprov av de fem äldsta fångade fiskarna och analyserade med avseende på dioxin. Analysen visade på en halt av dioxin i provet på 0,00077 pg TEQ/g färskvikt. Endast en av de i summan ingående dioxinföreningarna detekterades vid analysen, nämligen oktaklordibensodioxin. Detta ämne betraktas som en av de relativt sett mindre farliga dioxinföreningarna och har därför en mycket låg viktningsfaktor vid omräkningen till toxiska ekvivalenter (TEQ), vilket i detta fall leder till en låg summahalt. Ett teoretiskt maxvärde för dioxinhalten har beräknats. Den maximala halten som fisken kan innehålla av de dioxinföreningar som inte påvisas är den halt som utgör föreningens rapporteringsgräns vid analysen. Denna halt multipliceras med föreningens TEQ-faktor till en toxisk ekvivalent. De ej påvisade föreningarnas toxiska ekvivalenter summeras tillsammans med den toxiska ekvivalenten för den påvisade förorening (oktaklordibensodioxin). Det teoretiska maxvärdet för dioxinhalten i fiskprovet blir då 0,62 pg TEQ/g färskvikt. Inom EU är den högsta tillåtna halten dioxin i muskelkött från fisk och fiskeriprodukter avsett för konsumtion 4 pg/g färskvikt (EU, 2001). Den uppmätta halten i fiskprovet från Brosjön underskrider gränsvärdet med god marginal. Dioxinhalterna i kräftorna var tydligt förhöjda och innehöll motsvarande 1,6 pg TEQ/g färskvikt (Kemakta, 2006b). 35

36 6 Riskbedömning I detta kapitel görs en bedömning av miljö- och hälsoriskerna med påträffade föroreningar i marken inom Ydrefors träförädling samt sedimenten i Brosjön. Som underlag för bedömningen har platsspecifika riktvärden tagits fram för marken och sedimenten. Riskerna med spridning av föroreningar från området har belysts genom beräkningar av läckaget från området med grundvatten. 6.1 Förutsättningar för riskbedömning I dagsläget är området ett skogsområde som är tillgängligt för allmänheten. Det finns uppgifter om att ungdomar brukar köra moped på platån väster om doppningsplatsen d v s inom det område som betecknas som virkes- och timmerupplag. En skylt som varnar för att området är förorenat är uppsatt i anslutning till doppningsplatsen. Efter undersökningarna 2006 täcktes själva doppningsplatsen med ett lager sand (ca 20 cm). Det finns ingen detaljplan framtagen för området. För den riskbedömning som har gjorts inom denna utredning har det antagits att området kommer att användas på samma sätt som idag. Detta innebär att människor kommer att vistas inom området. En kanotled går genom Brosjön. Det är därför rimligt att anta att människor kan tälta enstaka nätter inom området. I samband med det kan människor komma i kontakt med sediment på Brosjöns botten i samband med landstigning eller vid bad. 6.2 Övergripande åtgärdsmål Den markanvändning som beskrivs i föregående avsnitt innebär exponering för föroreningar under korta men återkommande tillfällen via damning, kontakt med jord och sediment, mm. Markområdet är tillgängligt för både barn och vuxna. Övergripande åtgärdsmål beskriver hur området är tänkt att användas efter en sanering, vilka krav som ställs på skydd av hälsa och miljö i omgivningen samt allmänna och enskilda intressen. Åtgärdsmålen är på så sätt utgångspunkten eller beskriver en vision för områdets utnyttjande. I samband med riskvärderingen som utförs efter riskbedömningen, kan de övergripande åtgärdsmålen ändras om man t ex bedömer att kostnaderna blir för höga för att uppnå de uppställda målen eller om det inte finns någon lämplig efterbehandlingsteknik som leder till att målen uppfylls. De övergripande åtgärdsmål som föreslås för Ydrefors fd sågverksområde är att: Området och Brosjön ska kunna användas för friluftsliv utan risk för människors hälsa. Växter och djur ska kunna etableras på platsen utan risk att påverkas av föroreningarna. Miljön i Brosjön och nedströms liggande vattendrag och sjöar ska skyddas mot påverkan till följd av föroreningar från området. 36

37 6.3 Konceptuell modell Bakgrundshalter Dioxiner och klorfenoler är antropogena ämnen som inte finns naturligt i miljön. Däremot kan, på grund av storskaliga utsläpp vid exempelvis förbränning, en diffus bakgrundsbelastning förekomma av dioxin. Nedfallet av dioxiner i Sverige uppgår årligen till ca 1 ng/m 2 (Dioxin 92, 1992), vilket innebär att det totala nedfallet över hela landet uppgår till ca 500 g/år Föroreningskällor Den huvudsakliga källan till föroreningsspridning är förorenade massor i direkt anslutning till den f d doppningsplatsen där förorening ställvis påvisas i mycket höga halter. Även spill av doppningsmedel på de ytor närmast doppningsplatsen som har använts som upplagsområde utgör en källa, här är halterna lägre men berör ett större område. Dioxin har även konstaterats i grundvattnet och sediment i Brosjön. Halterna i grundvattnet härrör med största sannolikhet från spridning från doppningsplatsen. Sedimenten i en vik av Brosjön närmast sågverket har konstaterats förorenade. Ytliga sediment med höga halter kan utgöra en källa för vidare spridning i vattensystemet, speciellt sediment på grunt vatten som är känsliga för erosion Spridnings- och exponeringsvägar Spridning av föroreningar kan ske både genom infiltration över förorenad mark inom området och genom grundvattenströmning i djupare liggande förorenad jord. Resultaten av utförda analyser av jord inom området visar att de högsta föroreningshalterna förekommer i ytliga massor, men att förorening även förekommer under grundvattenytan. Området består uteslutande av skogsmark och öppna, gräsbevuxna ytor. Detta innebär att nederbörd endast i begränsad omfattning bildar ytavrinning utan istället antingen tas upp av växter, avdunstar eller infiltrerar genom markens omättade zon. Föroreningar i den omättade zonen kan mobiliseras av infiltrerande vatten och transporteras ned till grundvattnet. På samma sätt medför grundvatten som strömmar genom förorenade massor att förorening i den mättade zonen frigörs. Mobiliserade föroreningar transporteras med grundvattnet åt öster mot Brosjön. Fastläggning av föroreningar i marken och utspädning med oförorenat grundvatten gör att halten i grundvattnet avtar med ökande avstånd från källan. Dioxiner har en låg löslighet i vatten, men kan transporteras med mobilt organiskt kol i finpartikulär eller löst form. Inga dag- eller spillvattenledningar är kända inom området. Det finns heller inga diken som avleder vatten från området. Då höga föroreningshalter förekommer i ytliga massor finns en risk för direkt exponering (t ex genom intag av jord eller damning). Klorfenoler och dioxinföreningar har höga ångtryck varför de förångas i ringa omfattning. Dioxin har hittats i sedimenten i Brosjön. Föroreningen kan ha kommit dit på olika sätt, t ex genom att förorenat grundvatten strömmat från doppningsplatsen ut i sjön. Ett annat alternativ är att doppningsvätska hällts ut i sjön och uppgifter finns om att så skett vid grustaget en bit norr om viken där de högsta dioxinhalterna i sedimenten återfunnits. Det är möjligt att vätskan har ackumulerats just där de högsta halterna finns. Ytterligare en möjlighet är att bark och spån använts inom området för att suga upp spill och dropp. Barken och spånet har sedan dumpats i viken. Det förefaller osannolikt att de högsta 37

38 halterna i sedimenten skulle ha kunnat uppkomma på grund av utsläpp med grundvattnet, med tanke på de nuvarande halterna i grundvattnet, dock kan det inte uteslutas. Dioxin som når sjön har stor benägenhet att fastläggas på organiska partiklar och kan därigenom sedimentera. Höga halter dioxin i ytliga sediment medför en risk för spridning av föroreningar till sedimentlevande organismer och därmed även vidare uppåt i näringskedjan Skyddsobjekt, skyddsvärde och känslighet De skyddsobjekt som beaktas i riskbedömningen är: Barn och vuxna som vistas i området för promenader, rekreation och friluftsliv. Området ligger i utkanten av Ydrefors samhälle och denna del av Stångån är en kanotled. Växter och djur som finns på markområdet. Det akvatiska livet i Brosjön och i Stångån nedströms. Stora områden kring Stångån nedströms Ydrefors är riksintressen för naturvård. 6.4 Platsspecifika riktvärden för mark Modell för platsspecifika riktvärden Platsspecifika riktvärden för marken har tagits fram för dioxiner och klorfenoler inom området som tidigare utgjorde Ydrefors Träförädling. Framtagandet av riktvärdena har i föreliggande studie skett med remissversionen ( ) av Naturvårdsverkets modell för beräkning av riktvärden. Den uppdaterade och förbättrade beräkningsmodellen innehåller bland annat reviderade ekotoxikologiska bedömningar. För dioxin tar den nya modellen bättre hänsyn till att dioxin egentligen är sammansatt av ett antal olika dioxin- och furanföreningar. Detta görs genom att de fysikalisk-kemiska egenskaperna viktas för en blandning mellan olika kongener. Beräkningen av upptag av dioxin i växter bygger i den nya modellen på experimentella data, vilket ger mer relevanta riktvärden. Riktvärdet anger en haltgräns som skall säkerställa att inga negativa hälsoeffekter uppkommer för vuxna eller barn vid den planerade markanvändningen. Riktvärdet skall även ge ett skydd för miljön inom området och ett skydd mot spridning till omgivningen. I riktvärdesmodellen beaktas: exponeringsvägarna intag av jord, hudupptag, inandning av damm och ångor samt intag av växter för människor som vistas på området skydd av markmiljön genom att ange den föroreningshalt under vilken markekosystemet bedöms ha förmåga att utföra de funktioner som förväntas vid den tänkta markanvändningen. risker med förorenat grundvatten på tre sätt: genom att exponeringen till följd av användning av grundvatten som dricksvatten ingår i hälsoriktvärdet, genom att halterna nedströms ett förorenat område inte får överstiga givna haltkriterier för grundvatten samt att halterna i förorenat grundvatten som strömmar ut i en sjö eller ett vattendrag begränsas av de haltkriterier som gäller för ytvatten. skydd av miljön i ytvattenrecipienten vid spridning med hjälp av haltkriterier för ytvatten. 38

39 Vid framtagning av riktvärden vägs dessa faktorer samman. Detta innebär att det i vissa fall är hälsoriskerna som styr riktvärdet och i andra fall skyddet för miljön (på plats eller vid spridning) Förutsättningar för beräkning av exponering och spridning Platsspecifika riktvärden för området har tagits fram för tre olika djupintervall; 0-1 m, 1-3,5 m (grundvattenytan läge vid doppningsplatsen) respektive >3,5 m (mark under grundvattenyta). Intag av ångor finns med i modellen, dock är denna exponeringsväg inte av betydelse för de aktuella föroreningstyperna. I Naturvårdsverkets tidigare modell för beräkning av riktvärden, och därmed även i de platsspecifika riktvärden som redovisades i Kemakta (2006a), ingick även intag av fisk från det förorenade områdets närmaste ytvattenrecipient som en exponeringsväg. I den nya modellen (Naturvårdsverket, 2009) beaktas inte denna exponeringsväg. Motiveringen till detta ställningstagande är att föroreningshalter i fisk styrs i huvudsak av halter i ytvatten och sediment och endast indirekt av de föroreningshalter som förekommer inom markområdet. Modellen har anpassats till lokala förhållanden på vissa punkter, t ex gäller att: Utspädningen är större i Brosjön än i den generella modellen. I Ydreforsområdet har halten organiskt kol i marken uppskattats till 1,5% medan värdet i den generella modellen är satt till 2%. Halten mobilt organiskt kol i grundvattnet har uppmätts till 3 mg/l, medan värdet i den generella modellen är satt till 1 mg/l Markanvändning och exponeringsantaganden Den aktuella markanvändningen är närmast att likna vid ett strövområde, vilket i huvudsak motsvarar det som i Naturvårdsverket modell betecknas känslig markanvändning. I tabell 6-1 ges en sammanfattning över vilka exponeringsvägar som beaktats för de olika djup som riktvärden har tagits fram för och vilka antaganden som gjorts avseende exponering med hänsyn till aktuell markanvändning. Beaktade exponeringsvägar är identiska med de antaganden som görs för de generella riktvärdena för känslig markanvändning med undantag för att intag av dricksvatten försummas. Det senare motiveras med att området har kommunalt dricksvatten. För exponeringstider har däremot avsteg gjorts från de antaganden som görs i den generella modellen. Detta motiveras med att exponeringsparametrar för känslig markanvändning enligt Naturvårdsverkets nomenklatur är valda så att de ska ge ett skydd som innebär att människor ska kunna vistas permanent inom området under en livstid. För den markanvändning som den genomförda utredningen baseras på, strövområde, bedöms detta överskatta exponeringen och de risker som detta innebär. För intag av jord, inandning av damm och ångor sätts exponeringstiden till 80 dagar per år för ytlig jord. Att samma exponeringstid ansätts för dessa tre exponeringsvägar motiveras med att exponeringen via dessa tre exponeringsvägar sker samtidigt. För hudkontakt ansätts en exponeringstid på 40 dagar. Att exponeringstiden för hudkontakt är lägre än intag av jord, damm och ångor, se tabell 6-1, baseras på att exponerad hudyta är mindre under vinterhalvåret. För djupare liggande massor är sannolikheten för exponering lägre, varför kortare exponeringstider antas generellt. Undantaget är ångor där exponeringstid ansätts vara den samma som för massor inom den översta metern. För intag av frukt, bär etc som växer inom fastigheten antas ett årligt intag på 1 kg. Detta är betydligt lägre än vad som antas i Naturvårdsverkets generella modell för 39

40 känslig markanvändning (drygt 9 kg/år för barn och knappt 15 kg/år för vuxna). I den generella modellen baseras dock detta på en konsumtion av egenodlade rotsaker, grönsaker, frukt, bär och svamp. För ett strövområde utgörs exponering av vilda bär och svamp och eventuellt några fruktträd som har etablerats inom området. För scenariospecifika modellparametrar används KM-värden i modellen Antaganden om skydd av markmiljön Vid en skyddsnivå för markmiljön motsvarande känslig markanvändning har skyddsnivån satts så att markens förmåga att utföra ekologiska processer såsom t ex markandning och omsättning av näringsämnen inte begränsas. I riktvärdesmodellen utgår man generellt från att minst 75 procent av de marklevande arterna skyddas vid känslig markanvändning och att 50 procent av arterna skyddas vid mindre känslig markanvändning. För långlivade bioackumulerbara ämnen såsom dioxin är inte alltid den direkta effekten på marklevande organismer den mest kritiska utan effekter på organismer högre upp i näringskedjan kan vara styrande för vilka halter i marken som är acceptabla. För dioxiner har riktvärdena för skydd av markmiljö vid känslig markanvändning (250 ng TEQ/kg TS) baserats på datasammanställningar från Kanada (CCME). Riktvärdet utgår från CCME:s riktvärde för skydd av växtätare (herbivorer) vid intag av dioxin i jord och föda. CCME:s riktvärden för skydd av organismer högre upp i näringskedjan är ännu lägre, under normala bakgrundshalter. För bedömning av ett förorenat markområde av begränsad storlek och därmed en begränsad möjlighet att ge föda till djur högre upp i näringskedjan bedöms dock att ett riktvärde som ger skydd för växtätande organismer är tillräckligt. Även för riktvärdet för skydd av markmiljön vid mindre känslig markanvändning (2 000 ng TEQ/kg TS) har värdet satts med hänsyn till effekter högre upp i näringskedjan, men riktvärdet är i detta fall mer osäkert. Det valda värdet ligger cirka en faktor tio lägre än det värde som enligt datasammanställningar från Nederländerna ger en effekt på 50 procent av arter av marklevande ryggradslösa djur Antaganden om krav på skydd mot spridning Grundvatten Generellt ska ett allmänt skydd av grundvatten beaktas. Ett motiv till detta är det nationella miljökvalitetsmålet Grundvatten av god kvalitet vilket bland annat ska säkerställa en säker och hållbar dricksvattenförsörjning. Vid beräkning av platsspecifika riktvärden har dock skyddet av grundvatten försummats. Detta motiveras med att: Ydrefors samhälle förses med kommunalt vatten. Grundvattenströmningen inom området är riktad mot Brosjön. Det grundvatten som skyddet skulle beröra utgörs därmed endast av det grundvatten som finns inom undersökningsområdet. Att någon i framtiden skulle anlägga en brunn inom området för att utnyttja exempelvis för bevattning bedöms inte vara troligt då närheten till Brosjön innebär att det är lättare att ta vatten därifrån. Ett skydd av ytvattnet i Brosjön innebär indirekt att det kommunala dricksvattnet skyddas eftersom acceptabla halter i Brosjön (ytvattenkriterier) är lägre än de halter som maximalt tillåts i dricksvatten (dricksvattennormer). 40

41 Ytvatten Skyddet mot spridning till ytvatten har lagts så att beräknade halter i sjön Brosjön direkt öster om fastigheten ska understiga de haltkriterier som används för ytvatten i modellen för generella riktvärden. Utspädningsfaktorn mellan grundvatten och ytvatten är satt till 1/ Detta baseras på ett vattenflöde genom förorenade massor på mellan och m 3 /år (beroende på om massor ligger över eller under grundvattentyan) och ett flöde vid Brosjöns utlopp som har skattats till 0,9 m 3 /s, se avsnitt 2.3. Tabell 6-1. Beaktade exponeringsvägar som påverkar hälsorisker och antagna exponeringstider vid beräkning av platsspecifika riktvärden vid användning av området för friluftsliv (strövområde). d=dygn per år. Exponeringsväg Strövområde Hälsoriskbaserat riktvärde 0 1 m 1 3,5 m >3,5 m a) Intag av jord Hudkontakt Inandning av damm Inandning av ångor Intag av dricksvatten Intag av frukt, bär och grönsaker som odlas på området Miljörisker Miljörisker inom området Spridning Miljörisker vid spridning till ytvatten (dike) Skydd av grundvatten nedströms området 80 d/år vuxna 80 d/år barn 40 d/år vuxna 40 d/år barn 80 d/år vuxna 80 d/år barn 0 % inomhusvistelse 80 d/år vuxna 80 d/år barn 0 % inomhusvistelse Ämnesspec. utspädning 8 d/år vuxna 8 d/år barn 4 d/år vuxna 4 d/år barn Ingen exponering 80 d/år vuxna 80 d/år barn 0 % inomhusvistelse Ämnesspec. Utspädning 1 d/år vuxna 1 d/år barn 1 d/år vuxna 1 d/år barn Ingen exponering 80 d/år vuxna 80 d/år barn 0 % inomhusvistelse Ämnesspec. utspädning Beaktas ej (indirekt skydd i samband med spridning till ytvatten) Beaktas, 1 kg/år Ingen exponering Ingen exponering Beaktas, samma skydd som enligt KM 75 % skydd av arter a) 3,5 m är ansatt nivå för grundvattenyta Beaktas, samma skydd som enligt KM 75 % skydd av arter Beaktas Utspädning 1/ Beaktas ej Beaktas, samma skydd som enligt MKM 50 % skydd av arter 41

42 6.4.6 Beräknade platsspecifika riktvärden De platsspecifika riktvärdena som väger samman skydd av hälsa, markmiljö och ytvatten redovisas i tabell 6-2 för den planerade markanvändningen. Tabellen visar även vilken exponeringsväg som är styrande för dioxiner respektive klorfenoler. Uttagsrapporter från beräkningen av riktvärdena finns i bilaga 4. Dessa är en utskrift av fliken Uttagsrapport i beräkningsmodellen för varje scenario och visar skillnader i antaganden och förutsättningar jämfört med den generella modellen. För dioxin på djupet 0 1 m är det hälsorisker vid kontakt och intag av jord som styr riktvärdet. För dioxiner på djup större än 1 m är det skyddet av markmiljön som ger de lägsta riktvärdena. För dioxiner under grundvattenytan ger skydd av markmiljön och skydd av ytvatten samma riktvärde. För klorfenoler är skyddet av markmiljön styrande på samtliga djup. Det ska noteras att riktvärdena för markskydd inte är platsspecifika utan baseras på generella antaganden om nivåer där ekotoxikologiska effekter kan uppkomma (enligt Naturvårdsverkets generella modell). Hur växt- och djurarter kan påverkas av eventuella föroreningar inom det aktuella området har inte undersökts. Tabell 6-2. Platsspecifika riktvärden (klorfenoler - mg/kg TS; dioxin - ng TEQ/kg TS) samt styrande exponeringsvägar för riktvärden på olika djup för Ydrefors träförädling. Platsspecifikt Styrande exponeringsväg riktvärde 0-1m Dioxiner 80 Hälsorisk jord Monoklorfenoler 0,5 Miljö mark Diklorfenoler 0,5 Miljö mark Triklorfenoler 0,5 Miljö mark Tetraklorfenoler 0,5 Miljö mark Pentaklorfenol 0,5 Miljö mark 1 3,5 m a) Dioxiner 250 Miljö mark Monoklorfenoler 0,5 Miljö mark Diklorfenoler 0,5 Miljö mark Triklorfenoler 0,5 Miljö mark Tetraklorfenoler 0,5 Miljö mark Pentaklorfenol 0,5 Miljö mark >3,5 m a) Dioxiner Miljö mark och Skydd ytvatten Monoklorfenoler 5 Miljö mark Diklorfenoler 5 Miljö mark Triklorfenoler 5 Miljö mark Tetraklorfenoler 5 Miljö mark Pentaklorfenol 5 Miljö mark a) 3,5 m är ansatt nivå för grundvattenyta Som jämförelse till framtagna platsspecifika riktvärden redovisas i tabell 6-3 även de generella riktvärdena för Känslig Markanvändning (KM) och Mindre Känslig Markanvändning (MKM) (Naturvårdsverket, 2009) 42

43 Tabell 6-3. Generella riktvärden för mark vid känslig markanvändning (KM) samt mindre känslig markanvändning (Naturvårdsverket, 2009). Ämne Enhet KM MKM Summa klorfenoler (mono - penta) mg/kg TS 0,5 3 Dioxiner ng TEQ/kg TS Platsspecifika riktvärden för sediment Platsspecifika riktvärden för dioxin i sediment påverkade av föroreningar från sågområdet i Ydrefors har tagits fram. Ett riktvärde har tagits fram för hälsoeffekter och ett för miljöeffekter. För att beräkna det hälsoriskbaserade riktvärdet har Naturvårdsverkets modell för generella riktvärden använts (remissversion 2007). Riktvärdet är framräknat med hjälp av antagna exponeringstider för exponeringsvägarna intag av jord och upptag via huden. Kontakt med de förorenade sedimenten antas kunna uppstå vid bad och t ex sjösättning eller landstigning från båtar. Vid t ex upptagning av ankare, kräftburar eller nät kan förorenade sediment fastna på händerna, vilket kan leda till ett direktintag pga handmunöverföring. Exponering sker troligen endast vid ett relativt begränsat antal tillfällen per år, antagna exponeringstider finns i tabell 6-5. Beräknat riktvärde finns i tabell 6-6. Tabell 6-4. Antagna exponeringstider för beräkning av hälsobaserat platsspecifikt riktvärde för dioxin i sediment i Ydrefors. Exponeringsväg Intag av jord Hudkontakt Sediment 20 d/år vuxen 20 d/år barn 20 d/år vuxen 20 d/år barn Det miljöbaserade riktvärdet för dioxin i sediment har tagits från Kanadas Miljöministerium (CCME, 2001), som anger nivån 22 ng TEQ dioxin/kg TS som gräns för probable effects level (PEL). Över denna nivå finns risk för biologiska effekter i det akvatiska ekosystemet. Tabell 6-5. Framtagna hälso- och miljöbaserade riktvärden för dioxin. Riktvärde för dioxin, (ng TEQ/kg TS) Hälsobaserat riktvärde för sediment 600 Miljöbaserat riktvärde för sediment 22 43

44 6.6 Föroreningssituationen I detta avsnitt ges en sammanvägd bedömning av föroreningssituationen inom Ydrefors fd träförädling utifrån de tidigare undersökningarna (Helldén, 2004 och Kemakta, 2006) samt de kompletterande undersökningarna som genomfördes under 2008 och Analysdata har sammanställts i en databas och redovisas på kartor. Analysresultat från undersökningarna redovisas i bilaga 3. Analysprotokoll från Kemaktas undersökningar redovisas i bilaga Avgränsning i plan och profil, delområdesindelning Jord Undersökningsområdet i Ydrefors har delats in i rutor, se figur 6-1. Där de högsta halterna återfunnits, vid doppningsplatsen, är rutorna m stora medan resten av området har delats in i större rutor (20 20 m). Baserat på uppmätta dioxinhalter har åtgärdsområden definierats inom vilka egenskaperna förväntas vara lika och en för varje område representativ medelhalt bedöms kunna beräknas. Som figur 6-1 visar utgör område A själva doppningsplatsen inkluderande direkt närliggande omgivning, område B det område som angränsar till doppningsplatsen och resten av upplagsområdena betecknas område C. De fyra rutorna (10 10 m) väster om doppningsplatsen ingår inte i något åtgärdsområde eftersom de utgörs av en slänt som bedöms vara fri från förorening. Dioxinföroreningarna i marken bedöms med detta angreppssätt kunna anses vara avgränsade i plan och profil. I figur 6-2 till figur 6-4 visas uppmätta halter inom område A, B och C samt en jämförelse med platsspecifika riktvärden samt generella riktvärden för känslig markanvändning. Med dessa som underlag görs antaganden att åtgärdsdjupet enligt platsspecifika riktvärden är ner till grundvattenytan på 3,5 m i område A samt 0,5 m i område B. Om en åtgärd istället skulle göras enligt riktvärdet för känslig markanvändning antas motsvarande djup till 10 m för område A, 1,5 m för område B samt 0,5 m för område C. Grundvatten Den högst halten av dioxiner och klorfenoler uppmäts inom doppningsplatsen. Här överskrider dioxinhalten det holländska interventionsvärdet på 0,003 ng TEQ/l (RIVM, 2001) i storleksordningen 50 och 300 gånger. Inom övriga delar av fastigheten påvisas dioxin i halter under interventionsvärdet. Uppmätta halter av klorfenoler underskrider dricksvattennorm alternativt de haltkriterier som gäller vid beräkning av riktvärden enligt Naturvårdsverket (2009). 44

45 Figur 6-1. Maximalt uppmätt dioxinhalt i respektive punkt på 0-1 m djup (ng TEQ/kg TS). Rutnätets mindre rutor är 10x10 m medan de större är 20x20 m. Grundkarta GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Medgivande MS2007/

46 Summa PCDD/F KM Riktvärde 0 1 m Riktvärde 1 m GV Riktvärde Under GV ,3 1,0 1,5 0 0,5 6,5 7,0 0 0, , ,25 0,25 0,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4 4,5 6 6,5 8,0 8,5 0 0,25 0,5 1,0 2,0 2,5 4 4,6 5,0 5,5 0 0,3 2 2,5 3,5 4,0 4,5 5,0 Dioxin (ng TEQ/kg TS) JH1 JH3 Kem3 Kem35 Kem42 Kem43 Kem50 Kem51 KemGV1 Figur 6-2. Dioxinhalter (ng TEQ/kg TS) på olika djup inom område A samt jämförelse med platsspecifika riktvärden samt generella riktvärdet för känslig markanvändning. 46

47 10000 Summa PCDD/F KM Riktvärde 0 1 m Riktvärde 1 m GV Riktvärde Under GV ,5 0,5 1,0 Dioxin (ng TEQ/kg TS) 1,0 1,5 0 0,3 0,3 1,0 0 0,4 0,4 1,0 0 0,4 0,4 1,0 1,0 1,5 0 0,5 0,5 1,0 3,5 4,0 0 0,25 0,25 0,75 0,13 0,25 0,5 1,0 Kem1 Kem4 Kem5 Kem6 Kem33 Kem45 Kem52 Figur 6-3. Dioxinhalter (ng TEQ/kg TS) på olika djup inom område B samt jämförelse med platsspecifika riktvärden samt generella riktvärdet för känslig markanvändning. 47

48 10000 Summa PCDD/F KM Riktvärde 0 1 m Riktvärde 1 m GV Riktvärde Under GV ,1 1,0 2,0 0,02 0,5 0 0,4 Dioxin (ng TEQ/kg TS) 0 0,6 0 0,5 0,5 1,0 0 0,5 0 0,5 0 0,3 0 0,6 0 0,3 0 0,5 0 0,7 0 0,6 0 0,5 0 0,5 0 0,5 0 0,5 0 0,5 0 0,25 0 0,25 0 0,25 0 0,25 0 0,25 0 0,25 0 0,25 0 0,25 0, ,2 0 0,5 JH7 Kem2 Kem7 Kem8 Kem9 Kem10 Kem11 Kem12 Kem13 Kem21 Kem26 Kem27 Kem28 Kem29 Kem30 Kem31 Kem32 Kem34 Kem36 Kem37 Kem38 Kem39 Kem40 Kem41 Kem44 Kem46 KemAKemGV2 Figur 6-4. Dioxinhalter (ng TEQ/kg TS) på olika djup inom område C samt jämförelse med platsspecifika riktvärden samt generella riktvärdet för känslig markanvändning. 48

49 Sediment Även för sediment i närområdet har en indelning i delområden skett, se figurerna 6-5 och 6-6. Inom det rödmarkerade området överskrids det platsspecifika hälsoriktvärdet för sediment (600 ng TEQ/kg TS) ner till åtminstone 5 cm djup. Ytan på detta område skattas till 250 m 2. Inom den orange markeringen överskrids miljöriktvärdet (22 ng TEQ/kg TS) för dioxin i sediment, i en del punkter djupare än 15 cm. Ytan på detta område skattas till m 2. Dock har den provtagning som kunnat genomföras med tillgängliga medel inte lyckats avgränsa utbredningen av dioxin i sedimenten i Brosjön östra del och inte heller fullständigt på djupet i båda områdena. Det är tänkbart att dioxin förekommer i halter över miljöriktvärdet även utanför det område som är markerat i orange. Om hela den södra delen av Brosjön (markerat i gult) är påverkat av dioxin i halter över miljöriktvärdet skulle det innebära att ytan uppgår till cirka m 2. 49

50 Figur 6-5. Markerat område i rött anger ytan inom vilken dioxin förekommer i halter över platsspecifikt hälsobaserat riktvärde för sediment (600 ng TEQ/kg TS). Värden anger uppmätt dioxinhalt. 50

51 Figur 6-6. Område (markerat i orange) inom vilken dioxin förekommer i halter över platsspecifikt miljöbaserat riktvärde för sediment (22 ng TEQ/kg TS). Värden anger uppmätt dioxinhalt. 51

52 6.6.2 Representativa halter, mängd och utbredning av föroreningar samt förorenade volymer Jord Inom de olika områdena har representativa dioxinhalter beräknats som medelvärden inom olika delområden och djup. I tabell 6-6 redovisas för varje delområde minhalt, maxhalt och medelhalt för de olika jordvolymerna, beräknade dioxinmängder (baserade på medelhalt) samt andel dioxin av det totala dioxininnehållet. Tabellen visar att huvuddelen (89%) av föroreningen finns i den översta metern runt den tidigare doppningsplatsen. Det ska noteras av dioxin även har påvisats inom grustaget norr om doppningsområdet samt inom upplagsplatsen på platån väster om doppningsplatsen. De dixoinmängder som bedöms finnas inom dessa delområdet bedöms vara av liten betydelse för den totala dioxinmängden som skattas för området. Tabell 6-6. Förorenade jordvolymer (m 3 ), representativa dioxinhalter (ng TEQ/kg TS), mängd dioxin (g) samt andel inom olika delområden (%) i mark inom olika delområden. Antagen densitet: kg/m3. Markdjup Volym Minhalt Maxhalt Skattad medelhalt Delområde A - doppningsplats (300 m 2 ) Dioxinmängd Andel dioxin av den totala dioxinmängden 0-1 m , ,5 m ,2 8,4 3,5-10 m ,2 2,0 Delområde B - område angränsande till doppningsplats (900 m 2 ) 0-0,5 m ,12 0,2 0,5-1 m ,02 0,04 1-1,5 m ,02 0,03 Delomårde C - upplagsområde ( m 2 ) 0-0,5 m ,27 0,4 Totalt ,6 100 Sediment För sedimenten har motsvarande beräkningar gjorts som för jorden. I tabell 6-7 redovisas för olika områden minhalt, maxhalt och medelhalt av uppmätta dioxinhalter för de olika sedimentvolymerna, beräknade dioxinmängder (baserade på medelhalt) samt andel dioxin av det totala dioxininnehållet. Mängden av dioxin har beräknats inom dels ett område där platsspecifika riktvärden för hälsa överskrids, rött område, samt i område där platsspecifika riktvärden för skydd av sedimentmiljön överskrids, orange område. Vid beräkningen av föroreningsmängder inom det röda området har en låg halt (5 ng TEQ/kg TS) som ligger inom det röda området inte tagits med i beräkningarna. Detta pga att denna halt är betydligt lägre än övriga halter inom det röda området och att punktens placering är något osäker och därmed inte säkert ligger inom detta område. Beräkning ger en skattad dioxinmängd inom området på drygt 0,03 g. Tabellen visar att huvuddelen (62%) av den totala föroreningsmängden finns i det orangea området i de 52

53 översta 10 cm i vilket platsspecifika riktvärden för skydd av sedimentmiljön överskrids. I det mindre området (rött) där platsspecifika riktvärden för hälsa överskrids, ligger 31% av den totala föroreningsmängden i de översta 5 cm. Tabell 6-7. Förorenade volymer och föroreningsmängd för de olika åtgärdsområdena för sedimenten. Antagen sedimentdensitet: 300 kg/m3. Område Yta Djup Volym Minhalt Maxhalt Skattad medelhalt Dioxinmängd Andel dioxin av den totala dioxinmängden (m 2 ) (m) (m 3 ) (ng TEQ/kg TS) (g) (%) Rött (0-0,05 m) 250 0, ,010 31% Rött (0,05-0,10 m)** 250 0, ,001 2% Summa rött (0-0,10 m) 25 0,011 Orange (0-0,10 m)* , ,021 62% Orange (0,10-0,20 m) , ,002 5% Summa orange (0-0,20 m) ,022 TOTALT 0,033 *Medelvärden baseras på uppmätta halter i skiktet 0-0,05 m **Endast ett mätvärde 6.7 Spridningsberäkningar Spridningsvägar och recipienter Föroreningar kan spridas från området med grundvatten eller via ytavrinning. Grundvatten som strömmar genom förorenad mark för med sig föroreningar i löst form. Marken inom området utgörs nästan uteslutande av sand och grus. I dessa mer genomsläppliga jordlager kan föroreningar även spridas med partiklar. Ytligt förekommande föroreningar kan också transporteras ut i Brosjön via ytavrinnande vatten och transport kan då ske av både partiklar och lösta föroreningar. Inom det aktuella området ligger grundvattenytan på 2 4 meters djup medan föroreningar huvudsakligen återfinns i ytligare lager. Förorening finns under grundvattenytan endast inom en begränsad del av området. Detta innebär att det i första hand är infiltrerande nederbörd som gör att föroreningar kan spridas till Brosjön. Dioxin har stor förmåga att bindas till organiskt material. Om det finns en stor andel mobilt organiskt material (löst eller partikulärt) kan det medföra en ökad transport av dioxin i marken. Dioxin kan också fastläggas, adsorberas, till immobilt organiskt material i marken. Marken inom området har dock generellt ett litet innehåll av organiskt material. Halten av löst organiskt kol i grundvattnet bedöms vara något lägre än normalt Infiltration och grundvattenflöden För det aktuella området har grundvattenflödet genom förorenade massor uppskattats med två metoder utgående från: a) Grundvattenbildningen på grund av infiltration över det aktuella avrinningsområdet respektive de förorenade delområdena. b) Grundvattengradient och hydraulisk konduktivitet. Den totala ytan som är tillgänglig för infiltration och därmed grundvattenbildning i det aktuella området har uppskattats till ca m 2. Den effektiva nederbörden för regionen, d v s nederbörd minskad med avdunstningen, är ca 200 mm/år (SNA, 1995). 53

54 Under förutsättning att all avrinning bildar grundvatten ger detta en grundvattenbildning inom området på ca m 3 /år. Området där själva doppningsverksamheten har bedrivits och där mycket höga halter mätts upp har uppskattats till 200 m 2. Infiltrationen över denna yta uppskattas därför till 40 m 3 /år. En alternativ skattning av grundvattenflödet har gjorts utifrån uppmätt grundvattengradient och markens uppskattade hydrauliska konduktivitet. För dessa beräkningar sattes gradienten till 0,1 %, dvs mycket liten. Detta motiveras av att grundvattennivån inom området är plan och i stort sett den samma som nivån i Brosjön. Marken utgörs huvudsakligen av sand med inslag av grus. Ungefärliga intervall för den hydrauliska konduktiviteten (k) för dessa material är m/s (sand) respektive m/s (grus) (Carlsson och Gustafson, 1991). Utöver dessa data krävs uppgifter om grundvattenakviferens mäktighet och det förorenade områdets bredd. Bredden på sågverksområdet genom vilket grundvattenströmningen sker uppskattas till 100 m. Grundvattenakviferens mäktighet är ej bestämd. Enligt kapitel 4 återfinns bergytan på mellan 7 och 20 m i området kring Brosjön. Då grundvattenytan befinner sig mellan två och fyra meter under markytan görs bedömningen att akviferens mäktigheten ligger i intervallet 3-18 m. För skattning av föroreningstransporten antas 10 m. Baserat på dessa data uppskattas grundvattenflödet till mellan 300 (k=10-5 m/s) och m 3 /år (k=10-3 m/s). Den övre delen av intervallet bedöms som rimligare utgående från beräknad grundvattenbildning över området. Eftersom doppningsplatsen endast utgör en mindre del av området har grundvattenflödet genom doppningsplatsen uppskattats. För själva doppningsplatsen uppskattas bredden till 20 m. Tillsammans med övriga data enligt stycket ovan ger detta ett grundvattenflöde i intervallet m 3 /år. I de läckageberäkningar som redovisas i avsnitt används ett flöde på knappt m 3 /år (motsvarande en hydraulisk konduktivitet på m/s) för doppningsplatsen och m 3 /år för sågverksområdet som helhet Lakbarhet Den spridning som observeras idag är påverkad av fastläggning i marken, vilket innebär att vissa av de föroreningar som finns i grundvattnet ännu inte hunnit transporteras särskilt långt. Eftersom föroreningarna ligger relativt strandnära är dock risken för läckage till sjön stor och vid fältmätningar har dioxin påträffats i grundvatten nära sjön liksom i sjösediment. Hur starkt en förorening är bunden till jordpartiklarna ges av det s.k. K d -värdet, som definieras som kvoten mellan halten av ett ämne i fast fas och halten i löst fas i porvattnet. Ju hårdare föroreningen är bunden desto svårare har den att övergå till grundvattnet och spridas den vägen. K d -värdet för dioxin har beräknats utifrån fördelningskoefficienten mellan vatten och organiskt kol (K oc =3, för dioxin) och viktsfraktionen organiskt kol i jorden (f oc ). Som ett mått på den senare används halva värdet av glödförlusten. Medelvärdet av glödförlust i 25 analyserade prover från sågverksområdet är cirka 11 %. I detta ingår åtta prover som består av bark- och spånmaterial alternativt mull, sot och kol. Sett över hela området är denna fördelning inte representativ; huvuddelen av materialet utgörs av sandigt och grusigt material. Om man bortser från prov som innehåller bark, spån, mull, sot och kol, erhålls ett medelvärde för glödförlust på cirka 3 % vilket ger f oc =1,5 %. 54

55 Detta ger ett K d -värde för dioxin på l/kg. Detta värde har använts vid beräkning av de platsspecifika riktvärdena Läckageberäkningar Läckaget av föroreningar från området har uppskattats baserat på uppmätta halter av föroreningar i grundvattnet och uppskattade grundvattenflöden genom området Detta ger en bild av det läckage som råder i dagsläget. Föroreningarna fördröjs dock under transporten med grundvattnet. Detta innebär att halterna i grundvatten i spridningsriktningen kan förväntas öka med tiden om inte föroreningskällan avlägsnas. Detta kan exempelvis ske om halten mobilt organiskt kol i grundvattnet ökar beroende på en ökad beväxning av området. Transport av dioxiner från sågverksområdet Beräkningarna av läckaget av dioxiner från den förorenade marken vid sågverksområdet redovisas i tabell 6-8. Baserat på uppmätta dioxinhalter i grundvattenrör KemGV1 uppskattas transporten från doppningsplatsen ligga i intervallet g TEQ/år och uppskattas maximalt till 14 g TEQ/år från den övriga delen av sågverksområdet. Beräkningarna utgår från grundvattenhalter i ofiltrerade prov, d v s omfattar både partikulärt bundet dioxin och dioxin i löst form. En stor andel av dioxinet i partikulärt bunden form fastläggs i allmänhet i jorden och transporteras mycket långsamt. Marken inom Ydrefors utgörs dock av genomsläppligt material varför även partikelbundet dioxin kan föras ut till sjön. Tabell 6-8. Uppskattat läckage av dioxin i dagsläget. Använda grundvattenanalyser Doppningsplats Halt dioxin (ng TEQ/l) Transport ( g TEQ/år) Lägsta uppmätta grundvattenhalt i KemGV1 0, Högsta uppmätta grundvattenhalt i KemGV1 1, Sågverksområde exkl. doppningsplats Lägsta uppmätta grundvattenhalt 0, ,6 Medel av alla grundvattenanalyser 0, ,5 Median av alla grundvattenanalyser 0, ,7 Högsta uppmätta grundvattenhalt 0, Under antagande att skattat läckage av dioxin med grundvatten är representativt för hela tidsperioden som har gått sedan doppningsverksamheten påbörjades (15-20 år) kan det totala läckaget av dioxin uppskattas. Baserat på uppmätta grundvattenhalter utanför själva doppningsplatsen skattas det totala läckaget av dioxin till: (4,7 15) (14 20) = µg Då beräkningen istället baseras på grundvattenhalter inom doppningsplatsen skattas läckaget till intervallet µg. Detta ska jämföras med den mängd dioxin som sedimenten i Brosjön bedöms innehålla, µg (se tabell 6.8). De halter som har påvisats inom doppningsplatsen anses inte vara representativa för det vatten som läcker ut till Brosjön För att så skulle vara fallet krävs att det finns en transportväg som inte ger något avtryck på grundvattnet nedströms doppningsplatsen, exempelvis en 55

56 ledning genom vilket vattnet transporteras. Någon sådan transportväg ska enligt uppgifter inte finnas. Med detta som grund görs bedömningen att förekomsten av dioxin i Brosjön inte ensamt kan förklaras av en transport med grundvatten från området. Beräknade utsläpp av dioxin från sågverksområdet kan jämföras med andra uppskattningar av utsläpp av dioxiner. Det årliga utsläppet i hela landet av dioxiner från kloralkaliindustrin, oljeraffinaderier, cementindustrin, övrig oorganisk industri samt PVCtillverkning till vatten och sediment uppskattas till 0,2 g TEQ (Naturvårdsverket, 2005). Beräknat läckage av dioxin från några andra förorenade områden redovisas i tabell 6-9. Eftersom dioxin har bestämts i ofiltrerade prover inom den aktuella utredningen, bör en jämförelse med data i tabell 6-9 göras på resultat som baseras på löst + partikulärt material. Den uppskattade transporten för det aktuella objektet ligger mellan den för de dioxinförorenade områdena Stjärnsfors (Värmlands län) och Scharins (Västerbottens län). I Stjärnsfors bedömdes transporten av dioxin vara relativt stor. Resultaten som redovisas i tabell 6-9 är intressanta ur en annan aspekt också. De visar att transporten av löst material är mellan en och tre storleksordningar lägre än då även det partikulärt bundna dioxinet beaktas. Detta indikerar att uppskattad dioxintransport redovisad i tabell 6-8 är högt räknad om man antar att transporten av partikulärt bundet dioxin hindras jämfört med dioxin löst i grundvatten. Tabell 6-9. Jämförelse med uppskattad transport av dioxin från andra dioxinförorenade områden i Sverige. Enhet mg TEQ/år. Jämförelsedata Transport grundvatten Stjärnsfors (f d kloralkalifabrik) Transport grundvatten Scharins (doppningsverksamhet) Transport grundvatten Ydrefors (doppningsverksamhet) Transport (mg TEQ/år) Kommentar 0,001 Baseras på löst + partikulärt material (Kemakta, 2003) 0,0041-0,014 Baseras på löst material (Kemakta, 2004) 4,2-24 Baseras på löst + partikulärt material (Kemakta, 2004) 0,3-2 Baseras på uppmätta grundvattenhalter (löst + partikulärt) Transport av klorfenoler från sågverksområdet Beräkningarna av läckaget av pentaklorfenol samt övriga klorfenoler från den förorenade marken vid sågverksområdet redovisas i tabell 6-10 respektive tabell För dessa uppskattas det maximala läckaget vara några gram per år respektive ett tiotals gram per år, vilket bedöms som relativt litet. 56

57 Tabell Uppskattat läckage pentaklorfenol i dagsläget. Använda grundvattenanalyser Halt pentaklorfenol (µg/l) Transport (g/år) Doppningsplats 1,2 2 Sågverksområde exkl. doppningsplats Lägsta uppmätta grundvattenhalt 0,01 0,10 Medel av alla grundvattenanalyser 0,035 0,35 Median av alla grundvattenanalyser 0,01 0,10 Högsta uppmätta grundvattenhalt 0,084 0,84 Tabell Uppskattat läckage övriga klorfenoler i dagsläget. Använda grundvattenanalyser Halt övriga klorfenoler (µg/l) Transport (g/år) Doppningsplats 3 6 Sågverksområde exkl. doppningsplats Lägsta uppmätta grundvattenhalt 0,2 2 Medel av alla grundvattenanalyser 0,4 4 Median av alla grundvattenanalyser 0,5 5 Högsta uppmätta grundvattenhalt 0,5 5 Bedömning av framtida läckage Inom och i direkt närhet av doppningsplatsen finns en stor mängd potentiellt mobilt dioxin. Fastläggning vid partiklar och filtrering i jorden fördröjer transporten av dioxin med mobilt organiskt kol genom marken med grundvattnet. Grundvattnets hastighet har uppskattats till omkring 100 m/år och dioxinet bedöms röra sig omkring gånger långsammare. Detta skulle kunna leda till ökade halter i grundvattnet om ingen åtgärd vidtas. Om det också börjar växa mer på området kan halten löst organiskt kol i marken öka vilket på sikt kan medföra en större transport. 6.8 Bedömning av hälso- och miljöeffekter samt risker med spridning Markområde En genomgång av uppmätta halter i mark, grundvatten och sediment har gjorts i kapitel 5. Halterna har jämförts med generella riktvärden för mark och bedömningsgrunder för grund- och ytvatten från bl a Naturvårdsverket. Utredningen visade att halter högre än de platsspecifika riktvärdena av klorfenoler men framför allt dioxin påträffas i marken inom doppningsplatsen. Dioxin påvisas även i halter över riktvärdena inom upplagsplatser för virke. Även i grundvatten påträffas förhöjda halter av dioxiner. Nedan görs en bedömning av om de observerade haltnivåerna kan medföra negativa risker för hälsa eller miljö i dagsläget eller på sikt. 57

58 Bedömning av hälsoeffekter vid vistelse på området Mycket höga halter av dioxin har uppmätts inom doppningsplatsen varför platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden för dioxiner överskrids med bred marginal. Den uppskattade medelhalten för den översta metern jord på doppningsplatsen innebär en klar risk för hälsoeffekter. Ett enstaka intag av en relativt liten mängd jord, motsvarande jordintag som antas för ett KM-område enligt Naturvårdsverkets riktvärdesmodell (120 mg för barn och 50 mg för vuxna), skulle ge upphov till att TDI (tolerabelt dagligt intag) överskrids med 38 respektive 179 gånger för en vuxen respektive ett barn. Inom doppningsplatsen överskrider även halten pentaklorfenol det hälsoriskbaserade riktvärdet för djupet 0-1 m. I övrigt föreligger inga hälsorisker vad gäller klorfenoler inom området. Dioxinhalterna i sedimenten i viken i Brosjöns sydvästra del är klart förhöjda. I Kemaktas tidigare studie (2006) gjordes en annan bedömning men vid undersökningarna 2008 hittades förorenat sediment. I ett fåtal punkter närmast stranden överskrids det platsspecifika riktvärdet avseende hälsorisker. Bedömning av miljöeffekter inom området Platsspecifika riktvärden för dioxin som avser skydda markmiljön i nivåer ovanför grundvattenytan överskrids kraftigt vid doppningsplatsen och även i anslutning till denna. Den uppskattade medelhalten under grundvattenytan ner till 10 m under markytan inom doppningsplatsen underskrider miljöriktvärdet. Inom övriga delar om sågverksområdet påvisas dioxin i halter under riktvärdet för markmiljön. Inom doppningsplatsen överskrider även klorfenoler riktvärden för miljö ner till grundvattenytan. Inom övriga delar av området ligger halterna under miljöriktvärdet för klorfenoler. Bedömning av risker vid spridning Uppskattad transport av dioxin och klorfenoler är måttlig i dagsläget. Förhöjda halter av dioxiner i grundvattnet indikerar att en grundvattentransport, om än långsam, sker av denna ämnesgrupp. I dagsläget överskrider halterna dioxin i grundvattnet vid doppningsplatsen det holländska interventionsvärdet på 0,003 ng TEQ/l (RIVM, 2001) med mellan 50 och 300 gånger, men inom övriga delar av fastigheten ligger dioxinhalten under interventionsvärdet. Uppmätta halter av pentaklorfenol i grundvattnet underskrider WHO:s dricksvattennorm och för övriga klorfenoler är uppmätta värden lägre än den halt som skulle kunna medföra hälsorisker om man drack vattnet Brosjön Bedömning av hälso- och miljöeffekter Dioxin har påvisats i halter över platsspecifikt hälsoriskbaserat riktvärde inom en relativt begränsad yta, 250 m 2, vid strandkanten. Eftersom riktvärdet styrs av exponeringsvägen direkt intag utgörs risken av att människor som vistas i eller i anslutning till sjön vid det aktuella området ofrivilligt får i sig sedimentpartiklar via oralt intag. Tänkbara scenarier är i samband med bad inom det aktuella området eller vid upptag av ankare. Halterna av dioxin i fisk och kräftor underskrider EU:s gränsvärde gällande dioxin i livsmedel varför dessa inte bedöms utgöra någon hälsorisk att konsumera. 58

59 Påvisade halter av dioxiner i sediment överskrider riktvärden för markmiljön inom större delen av undersökningsområdet i Brosjön. Genomförda undersökningar visar på att området uppgår till åtminstone m 2 och till ett djup av minst 0,2 m. Området är inte avgränsat i plan eller djup. Bedömningen som görs är att ytan skulle kunna uppgå m 2. Inom detta område kan en påverkan på sedimentlevande organismer inte uteslutas. Bedömning av risker vid spridning De undersökningar som har genomförts är inte av en sådan omfattning att en kvantifiering av riskerna vid spridning av föroreningar från sediment är meningsfull. 6.9 Bedömning av riskreduktion och åtgärdsbehov Riskbedömningen visar att det finns ett stort behov av åtgärder inom Ydrefors sågverksområde. Dioxinmängden i marken har uppskattats till drygt 60 g, vilket bedöms som högt. I sedimenten är den beräknade mängden avsevärt mindre: 0,02 0,08 g. Dioxin är den dimensionerande föroreningen för både jord och sediment i Ydrefors och därmed styrande för valet av åtgärd i området. Klorfenoler förekommer även i en liten utsträckning men bedöms inte ge upphov till ytterligare förorenade volymer än de som även är förorenade med dioxin. Platsspecifika hälsoriktvärden för dioxin i jorden överskrids kraftigt inom det område där doppningen skedde och i ytliga lager också i närområdet. Hälsorisker kan därför föreligga i samband med kontakt med förorenad jord (intag, damning, hudkontakt). Även i sedimenten i Brosjön överskrider halterna inom ett visst område platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärden. Även med avseende på miljöeffekterna inom området bör en åtgärd genomföras. Både för marken inom doppningsplatsen och inom en relativt stor och ej avgränsad yta av sediment överskrider dioxinhalterna miljöriskbaserade riktvärden. Uppskattningar av spridningen från området tyder på en viss spridning av dioxiner och klorfenoler i dagsläget. Dioxin har en förmåga att binda till löst och partikulärt organiskt material och kan därför spridas eftersom marken är förhållande vis genomsläpplig. Även om spridningen bedöms vara måttlig i dagsläget kan läckaget, med hänsyn till de relativt stora mängderna av dioxin som förekommer inom doppningsplatsen, fortsätta under mycket lång tid och på sikt även kunna öka. 59

60 7 Åtgärdsutredning I detta kapitel redovisas en utredning av tänkbara åtgärdsalternativ för jord och sediment och uppskattade kostnader för dessa där fokus därför har legat på omhändertagande av dioxinförorenade massor. Utgångspunkten i åtgärdsutredningen är att minska miljö- och hälsorisker nu och i framtiden samt att åtgärden i sig inte ska leda till en oacceptabel påverkan på omgivningen. 7.1 Möjliga åtgärdsmetoder Åtgärder som syftar till en reducering av exponerings- och spridningsriskerna med ett förorenat område kan utföras med olika utgångspunkter: Med in situ rening avses avlägsnande av föroreningar i mark eller grundvatten utan att schakta ur material. Några av fördelarna med detta är att man slipper kostnader för uppgrävning och eventuell transport till annan anläggning samt att sanering kan ske även under byggnader. Bland nackdelarna kan nämnas att saneringen ofta tar längre tid och är mer känslig för de lokala betingelser som råder på platsen (t ex jordmån och klimat). Ofta krävs därför ett omfattande fältundersökningsprogram innan man kan fastställa vilken saneringsmetod som är optimal. Dessutom krävs ett kontrollprogram för att säkerställa att inga föroreningar sprids utanför det område som saneras. De in situ metoder som innebär att förorening lämnas kvar är negativa då detta begränsar markanvändningen och inte reducerar riskerna på lång sikt. Inga etablerade in situreningsmetoder för dioxin har kunnat hittas. 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 spridningen till omgivande ytoch grundvatten upphör 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 detta avsnitt görs en genomgång av olika åtgärdsalternativ samt en bedömning av om de är tillämpbara för efterbehandling av området för Ydrefors f d träförädling. Valet av behandlingsmetod styrs bl a av föroreningarnas typ och utbredning, de förorenade massornas egenskaper, kravet på rening, områdets framtida användning samt övriga förhållanden på området. Vid genomgången av olika åtgärdsmetoder har fokus legat på metoder som används i dagsläget och inte sådana som är i en utvecklingsfas eller används i liten utsträckning. Underlaget baseras på kontakter med entreprenörer, behandlingsanläggningar och deponier inklusive erfarenheter från svenska projekt samt studier av övrig nationell och internationell litteratur. 60

61 7.1.1 Åtgärdsmetoder för jord Nedan listas metoder som skulle kunna vara möjliga för dioxinförorenade markområden: Övertäckning och avskärmning Genomförande ex-situ. Avlägsnande av dioxinförorening genom urschaktning samt omhändertagande av massor genom: o Deponering o Termisk avdrivning o Förbränning o Ex-situ biologisk behandling I de fall då schaktning behöver ske under grundvattenytan måste en spont installeras innan urschaktning kan ske och uppumpat grundvatten måste renas. I följande avsnitt ges en kort beskrivning av de olika åtgärdsmetoderna. Övertäckning och avskärmning Ett sätt att minska spridning av föroreningar och direkt exponering för dessa, är att täcka marken med ett tätt ytskikt. På så sätt förhindras nederbörd att infiltrera genom marken och sprida föroreningar som ligger ovanför grundvattnet ned till grundvattnet. En täckning kan antingen utföras som en kvalificerad täckning som syftar till att begränsa spridningen under överskådlig tid eller som en enklare täckning som främst förhindrar direkt kontakt med förorenat material. En kvalificerad täckning innebär att mäktiga tät- och skyddsskikt läggs på det förorenade området. En nackdel med metoden är att den, trots en hög kostnad, innebär risk för ökad utlakning av föroreningar under perioder då grundvattenytan står högt i området. En kvalificerad täckning bedöms som en överkvalificerad konstruktion för ett sådant begränsat område och har därför inte utretts ytterligare. En enklare form av skyddstäckning kan utgöras av t ex en asfalterad yta eller ett geomembran. Detta bedöms vara en praktiskt genomförbar åtgärd till en begränsad kostnad. Det kan dock befaras att materialen åldras och därmed får försämrade egenskaper som påverkar dess effektivitet i ett längre tidsperspektiv. Övertäckning med asfalt är inte förenligt med den planerade markanvändningen (ströv- och friluftsområde) och har därför inte utretts vidare. Däremot kan övertäckning med ett geomembran med tillhörande skyddsskikt vara ett praktiskt genomförbart alternativ. Inom det aktuella området förekommer förorening ställvis under grundvattenytan. En övertäckning kan därför behöva kombineras med en åtgärd som förhindrar den horisontella grundvattenströmningen genom förorenade massor. Detta kan man erhålla genom att anlägga s k vertikala barriärer. Barriären kan t ex utgöras av bentonit eller cementmaterial. Tätskärmar av t ex HDPE-plast eller PVC kan också användas. Dessa barriärer kan installeras uppströms, nedströms eller så att de helt och hållet omger området. För att avskärmningen effektivt ska kunna hindra grundvatten uppströms att passera genom de förorenade massorna bör barriären eller tätskärmen installeras mot tät jord eller berg. Vid doppningsplatsen ligger berget mer än 10 meter under markytan, eventuellt så djupt som 20 meter (se avsnitt 3.1). Enligt uppgift från entreprenör installeras tätskärmar för permanent bruk i denna typ av jord lämpligast till maximalt 8 meters djup. Avskärmning utreds därför inte vidare. 61

62 Inom Ydrefors bedöms övertäckning vara ett genomförbart alternativ som innebär att risken för direktkontakt och spridning genom damning reduceras. Även spridningen av dioxin med grundvatten kommer att reduceras eftersom en stor del av föroreningen förekommer i den omättade zonen. En viss spridning kommer dock att kvarstå från massor under grundvattenytan. Eftersom föroreningarna inte avlägsnas krävs en kontinuerlig kontroll av ytskiktets beständighet och av föroreningshalten i grundvattnet nedströms området. Genom att föroreningar lämnas kvar måste restriktioner för grävning och användning av marken inom området utfärdas. Urschaktning, spontning och rening av länsvatten Fullständig urschaktning och omhändertagande av massor eliminerar risken för spridning och exponering av föroreningar och kräver inte inskränkningar i markanvändningen eller kontinuerlig kontroll av t ex en övertäcknings beständighet eller framtida föroreningsspridning. Vid en urschaktning avlägsnas de förorenade massorna från platsen och omhändertas. En spont kan behöva installeras, antingen för att undvika ras vid själva urschaktningen eller för att möjliggöra urschaktning även under grundvattenytan. I fallet att schaktning under grundvattenytan skall göras behöver installationen av sponten kombineras med en avledning eller pumpning och rening av länsvatten för att hindra föroreningsspridning under schaktentreprenaden. Vatten förorenat med klorfenoler kan behandlas med adsorptionsfilter, exempelvis genom filtrering med aktivt kol. Dioxin har en låg vattenlöslighet och sitter starkt bundet till partikulärt material. Rening av vatten med avseende på dioxiner baseras på att avskilja partikulärt, suspenderat och i viss mån även löst organiskt material som binder och transporterar dioxin. Efter en rening av grundvattnet skall vattnet kunna återföras till lämplig recipient. Om rening av länsvatten skall ske vid efterbehandling av Ydreforsområdet måste en vidare utredning göras inom ramen för projekteringen där t ex krav på reduktion av föroreningshalter bör tas fram, tester göras på det aktuella vattnet samt utredning av behovet av eventuella installationer för uppsamling av vattnet. Deponering av förorenad jord Ett sätt att omhänderta urschaktad jord är genom deponering. Dioxinförorenade massor med en maximal halt dioxin på ng TEQ/kg TS får läggas på en deponi för icke farligt avfall. Vid högre dioxinhalter, upp till 5 mg TEQ/kg TS, måste avfallet stabiliseras/solidifieras innan det får läggas en deponi för farligt avfall. Hults avfallsanläggning ligger utanför Jönköping, cirka 10 mil väster om Ydrefors. Här finns en deponi för såväl icke farligt avfall som farligt avfall i drift. Man har uppgett en kostnad på kr/ton för mottagning av icke farligt avfall och cirka 700 kr/ton för farligt avfall. Den lägre kostnaden för icke farligt avfall gäller för mottagning av material som kan användas som konstruktionsmaterial för avslutning av en äldre deponi inom anläggningen och den högre kostnaden gäller vid deponering inom den befintliga deponin för icke farligt avfall. För dioxinförorenade massor gäller att halter mellan 200 ng/kg TS (MKM) och ng/kg TS mottas som icke farligt avfall. Flishults avfallsanläggning ligger utanför Vetlanda, cirka nio mil sydväst om Ydrefors. Anläggningen har en deponi med tillstånd att årligen ta emot och behandla ton förorenade massor som klassats som farligt avfall. Massor som klassats som icke farligt avfall kan tas emot för 275 kr/ton och farligt avfall för 550 kr/ton. 62

63 Ett alternativ är att frakta massorna till SAKAB i Norrtorp utanför Kumla, knappt 20 mil norr om Ydrefors. Deponeringskostnaden för icke farligt avfall på SAKAB har uppgetts till kr/ton. Om massorna måste stabiliseras eller solidifieras innan deponering är kostnaden kr/ton. Termisk avdrivning Vid termisk avdrivning frigörs föroreningarna i jorden genom uppvärmning av jorden ( ºC) varvid föroreningarna förångas. Flyktiga organiska ämnen och ett flertal tyngre organiska föroreningar (t.ex. PCB, pentaklorfenol, DDT, dioxiner/furaner samt 3- och 4-ringade PAH:er) och kvicksilver kan behandlas med denna metod (Naturvårdsverket, 1999). Oorganiska föroreningar såsom metaller kan däremot inte behandlas med termisk avdrivning, möjligen med undantag för kvicksilver som är relativt lättflyktig samt arsenik. De förångade ämnena kan antingen förbrännas eller tas om hand genom kondensation eller adsorption. I det senare fallet återstår en förorenad restprodukt men volymen har reducerats avsevärt. Metoden används på uppgrävda jordmassor och bedöms möjlig på i stort sett alla jordtyper, med reservation för massor med ler- och silthalter över 20%. Hög organisk halt försvårar reningen då föroreningen är hårdare bunden till jordpartiklarna och det kan orsaka processproblem i behandlingen. Detta kan lösas genom att massorna blandas upp med andra massor innan behandling. Vattenhalten är också betydelsefull och en hög vattenhalt ökar kostnaden för saneringen upp till tre gånger. Det finns flera företag i Sverige som använder termisk avdrivning, exempelvis Miljöbolaget i Svealand, Ragn-Sells, Sydkraft SAKAB och SITA. Termisk avdrivning kan genomföras både på plats och på borttransporterat material i stationära anläggningar. Vid kontakt med Ragn-Sells angavs att ingen övre gräns finns för hur höga halterna av dioxin får vara för att de ska kunna avdrivas termiskt. SAKAB har uppgett ett á-pris på kr/ton för termisk avdrivning. Förbränning Förbränning sker vid en högre temperatur än termisk avdrivning (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. Eventuella tungmetallerna hamnar vid förbränningen i restprodukten (askan), som måste tas om hand genom exempelvis solidifiering. Mer lättflyktiga metaller, som kvicksilver och i viss mån arsenik, förångas och kan avskiljas från rökgaserna. Förbränning lämpar sig för samtliga typer av jordar. En nackdel med metoden är att det är en relativt dyr reningsmetod. SAKAB har uppgett ett á-pris på kr/ton beroende på om förbränning görs i deras lågtemperatur- eller högtemperaturugn. Förbränning är främst ett alternativ för de massor där dioxinhalten överskrider 0,015 mg TEQ/kg TS (dvs massor som inte får läggas på en deponi utan förbehandling). Biologisk behandling Biologisk behandling på urschaktade massor är snabbare, lättare att kontrollera och kan användas för ett större spektra av föroreningstyper än vid biologisk behandling in-situ. Nackdelen är att metoden kräver schaktning av massorna och måste i vissa fall kombineras med andra reningstekniker före eller efter den biologiska behandlingen. 63

64 Enligt uppgift från SAKAB fungerar biologisk behandling på dioxinförorenade massor med varierande resultat. Halten organiskt kol påverkar den biologiska behandlingen, men så länge föroreningen inte sitter för hårt bunden kan ett gott resultat erhållas. SAKAB uppger en ungefärlig gräns för biologisk behandling av dioxinförorenade massor på upp till (2-3) MKM d v s ng TEQ/kg TS. Kostnaden ligger på cirka 350 kr/ton. Tekniska Verken i Linköping anlitar Ekotec för behandling av framför allt oljeförorenade massor. Det har inte kunna klargöras om man skulle kunna erbjuda någon form av behandling av dioxinförorenade massor Åtgärdsmetoder för sediment De metoder som kan komma i fråga för att begränsa de negativa effekterna av föroreningarna i sedimenten i Brosjön är: Åtgärder utan att avlägsna förorenade sediment från området: o Övertäckning av sedimenten o Förbiledning av vatten samt inkapsling av sedimenten på plats som en deponi. Åtgärder som innebär att förorenade sediment avlägsnas från området o Muddring av de förorenade sedimenten med efterföljande behandling eller deponering Åtgärder utan att avlägsna förorenade sediment från området Övertäckning Täckning av sedimenten kan förhindra riskerna för spridning av föroreningarna samt möjligheten för människor att komma i kontakt med sedimenten. Täckningen kan utföras genom utspridning av naturliga täckmaterial (sand, grus, lera). Innan utläggningen används ofta materialåtskiljande dukar för att förhindra att sediment och täckning blandas. Även artificiella sediment som tillverkas med hjälp av fällningskemikalier (geltäckning) har använts. Genom att täcka över de förorenade sedimenten reduceras riskerna för spridning och påverkan på miljö och hälsa minimeras. Utläckage av lösta föroreningar genom diffusion begränsas kraftigt med denna metod, men förhindras inte helt. Åtgärden kräver inget omhändertagande av förorenade massor på annan plats. Eftersom föroreningen lämnas kvar måste man säkerställa att den täcks på ett betryggande sätt även i ett långtidsperspektiv. Detta ställer krav på skydd mot erosion eller andra aktiviteter som kan skada täckskiktet. Övertäckning med mineralmaterial har tillämpats i flera projekt i Sverige (t.ex. täckning av kreosotförorenade sediment i Vanån, erosionskänsliga kvicksilverförorenade sediment i sjön Turingen). Täckning med artificiella sediment har genomförts i de djupare delarna av Turingen (Projekt Turingen, 2004). Åtgärder som innebär att föroreningar avlägsnas Här beskrivs metoder som går ut på att avlägsna de förorenade sedimenten genom muddring, ta hand om dem genom behandling och deponering på annan plats. De olika tekniker som finns för muddring beskrivs nedan. 64

65 Sugmuddring För förorenade sediment används ofta s.k. hydraulisk muddring som innebär att sedimenten sugs upp från botten med hjälp av ett särskilt munstycke som hyvlar av sedimenten i skikt. Sedimenten sugs sedan upp i en slang för avvattning. Partikelspridningen minimeras genom den sugverkan som uppstår vid munstycket. Inblandningen av vatten är dock en nackdel vid användning av denna metod, och medför att sedimentet måste avvattnas innan deponering. För att minska transportbehovet är det en fördel om avvattning kan ske på plats. Eventuellt kan sedimenten pumpas oavvattnade till den plats där sedimenten skall behandlas/deponeras för att där avvattnas innan deponering. Detta förutsätter dock att sträckan mellan sjön och platsen för deponering inte är orimligt lång. I det aktuella fallet är det inte sannolikt att omhändertagande kommer att ske på plats. Kapaciteten vid sugmuddring beror av utrustningen men ligger vanligtvis kring ca m 3 /timme (uppgift från projekt Örserumsviken och Svartsjöarna). I dessa projekt var den effektiva kapaciteten ca m 3 /dygn. I vissa fall har kapaciteten för avvattningen varit begränsande såsom i projekt Örserumsviken. Ofta kan sugmuddring behöva kompletteras med grävmuddring på grunda strandnära områden där rotfilt (sammanflätade växtdelar) omöjliggör sugmuddring. I fallet med Brosjön då den största delen av föroreningen ligger i strandzonen kan sugmuddring därför inte med säkerhet användas med framgång pga närvaron av rotfilt mm. En muddringssanering kan innebära en risk för temporär ökad spridning av partiklar under själva arbetet vilket även kan bidra till spridning av föroreningar. Muddringen kan därför påverka ekosystemen i vattnet. Denna påverkan kan dock bemästras genom användning av särskilda skyddsåtgärder (skyddsskärmar, reducerade vattenflöden etc.). Grävmuddring En annan metod är grävmuddring med grävskopa eller speciella mudderverk. Riskerna för partikelspridning är relativt höga vid användning av denna metod och det är därför viktigt att skyddsåtgärder vidtas. En fördel med grävmuddring är att inblandning av vatten inte blir stor och behovet av avvattning och rening av rejektvatten är mindre än vid sugmuddring (TS-halt blir ungefär som den sedimenten på botten har). Fördelen är också att denna metod lämpar sig bäst för t.ex. strandnära zoner med rotfilt mm. Frysmuddring Ett annat muddringsalternativ är s.k. frysmuddring vilket är en teknik som är speciellt lämplig för svåråtkomliga miljöer. Metoden går ut på att sedimenten fryses bit för bit med hjälp av kylelement eller flytande kväve. Därefter lyfts de förorenade massorna enkelt upp ur vattnet. Metoden anses bra ur miljösynpunkt då den har god precision, god täckningsgrad och bidrar till mycket liten partikelspridning i vattenmassan under själva arbetet. Dessutom är det frysta materialet stabilt, enkelt att transportera och lätt att avvattna. Frysmuddring har fördelen att de muddrade sedimenten inte har en högre vattenhalt än när sedimenten ligger på sjöbotten, och därmed behöver en mindre mängd rejektvatten omhändertas vid frysmuddring än vid sugmuddring. Fryselementens yta är ca 1000 m 2 och kapaciteten på frysmuddring är enligt entreprenör ca m 3 sediment/dygn, vilket är lägre än kapaciteten för sugmuddring. 65

66 Avvattning Muddermassor behöver vanligtvis avvattnas innan de omhändertas. Detta gäller särskilt sediment som sugmuddrats och som därmed har en hög vattenhalt. Uppskattningsvis innehåller de muddrade sedimenten ca 4 gånger mer vatten vid sugmuddring än vid frysmuddring. Det finns olika metoder för avvattning som kan delas in i mekanisk avvattning som utnyttjar teknisk utrustning och passiv avvattning där sedimenten självavvattnar på en avgränsad yta eller i en bassäng. Innan avvattningen äger rum krävs ofta en föravskiljning av grovmaterial samt en inblandning av polymerer eller flockningsmedel. Sugmuddrade sediment avvattnas därefter ofta på mekanisk väg med hjälp av silbandspressar eller centrifuger. Även passiv avvattning kan användas för sugmuddrade sediment om det har goda avvattningsegenskaper. Passiv avvattning kan ske genom att sedimenten pumpas till en bassäng där de sedimenterar. En alternativ metod som användes vid saneringen av Svartsjöarna är s.k. geotuber. Metoden innebär att de muddrade sedimenten pumpas in i 50 m långa tuber av vävd polypropylen och överskottsvattnet pressas ut genom väven medan sedimenten hålls kvar. Genom att lägga tuberna på varandra pressas ytterligare vatten ut. Vid grävmuddring och frysmuddring är det ofta tillräckligt om sedimenten läggs upp så att överskottsvattnet kan rinna av. Det enda som då krävs är en lämplig yta att lägga sedimentmassorna på. Avvattningen genererar stora mängder vatten som innan det kan släppas ut måste behandlas (se avsnitt Vattenrening nedan). Avvattning, behandling och deponering sker oftast i direkt anslutning till det område som muddras för att minska behovet av transporter. Om avståndet mellan saneringsområdet och mottagningsanläggningen inte är för långt kan de oavvattnade muddermassorna pumpas. Det är dock inte troligt att sedimenten från Brosjön kommer att tas omhand i närheten av sågområdet. Vattenrening Avvattning av sedimenten på plats kräver en anläggning för vattenrening. Reningen kan antingen ske via avskiljning av partiklar (vid partikelbundna föroreningar) alternativt med mer krävande reningsteknik (vid lösta föroreningar). Mobila anläggningar finns att hyra från olika entreprenörer. Omhändertagande av förorenade sediment Beroende på typen av föroreningar kan muddermassorna omhändertas på olika sätt. Detta kan vara behandling som syftar till att bryta ned, separera eller stabilisera föroreningarna, alternativt deponera dem för att förhindra tillgänglighet och spridning. Deponering Förorenade muddermassor är avfall och därmed ska de lagar och föreskrifter som gäller avfall tillämpas. Detta innebär att avfallet måste karakteriseras och klassificeras avseende egenskaper och föroreningsinnehåll. I vissa fall kan sedimenten även behöva efterbehandlas genom t.ex. stabilisering. Ett annat alternativ för omhändertagande av de muddrade sedimenten är att placera dem på en plats omgiven av skyddsåtgärder så att kraven i Förordningen om deponering av avfall (SFS 2001:512) uppfylls. På detta sätt förhindras spridning av avfallet till miljön och såväl miljö- som hälsorisker reduceras. Vad som är viktigt att beakta är huruvida de förorenade massorna klassas som farligt avfall eller inte. 66

67 Haltgränser för deponering av dioxinförorenade sediment är de samma som för förorenad mark, se avsnitt Ett problem som kan uppstå är om sedimenten innehåller för stor mängd organiskt material. Avfall som skall läggas på en deponi för farligt avfall får enligt NFS maximalt innehålla 6 % TOC (totalt organiskt kol) och ha en glödförlust på maximalt 10 %. Termisk behandling Termisk behandling beskrivs i avsnitt ovan. Det ställs även vissa krav på de massor som ska behandlas termiskt och metoden är därför komplicerad att tillämpa på sediment med hög vattenhalt och högt innehåll av organiskt material. Sedimenten i Brosjön har en medel TS-halt på ca 14% och glödrest på 50% av torrsubstansen. 7.2 Alternativanalys för markområdet I ovanstående avsnitt diskuteras olika åtgärdsmetoder som kan användas för att sanera området som är påverkat av Ydrefors träförädling. Den slutliga utformningen av en åtgärd styrs bland annat av tekniska aspekter. Åtgärder kan även genomföras med olika ambitionsnivåer som innebär olika grader av riskreduktion. Som underlag för den riskvärdering som följer i kapitel 8 har ett antal åtgärdsalternativ tagits fram. Dessa omfattar dels varierande åtgärdsvolymer (olika ambitionsnivåer), dels olika kombinationer av metoder Klassning av uppgrävda förorenade massor Hur uppgrävda förorenade massor ska hanteras och omhändertas är beroende av om massorna betraktas som farligt avfall. För sådana massor ställs bland annat högre krav vid transport och mellanlagring. Ett viktigt moment i samband med åtgärdsutredningen är även att klargöra hur massor kan deponeras, det vill säga hur stor andel av den uppgrävda förorenade jorden och sedimenten som kan placeras på deponier för inert avfall, deponier för icke farligt avfall respektive deponier för farligt avfall. I detta avsnitt redovisas haltgränser för när uppgrävd jord eller uppgrävda sediment förorenade med dioxiner och klorfenoler skall klassas som farligt avfall och haltgränser redovisas för deponering på olika typer av deponier. Slutligen görs en bedömning för de aktuella massorna inom Ydrefors. 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 mg/kg TS Klorfenoler (ej pentaklorfenol) mg/kg TS 67

68 Haltgränser vid deponering Vid klassning av farligt avfall tas hänsyn till ämnenas inneboende farliga egenskaper. När gränser för deponering tas fram beaktas lakning och vidare spridning till yt- och grundvatten. För att bedöma möjligheten till deponering vid olika typer av deponier kan utlakade mängder från laktestad jord jämföras med gränsvärden för deponering enligt Naturvårdsverkets författningssamling (NFS 2004:10). Föreskrifterna styr deponeringen av avfall i tre klasser, deponier för farligt avfall, deponier för icke-farligt avfall samt deponier för inert avfall. I 16 i ovan nämnda förordning står att för avfall som inte genereras regelbundet skall avfallets egenskaper bedömas mot gränsvärden för den ackumulerade utlakade mängden vid L/S 10. I 22, 30 och 34 anges gränsvärden för utlakad mängd ämne vid laktest L/S 10 för deponier för inert, icke-farligt samt farligt avfall. Föreskriften omfattar dock inte dioxiner eller klorfenoler POP-förordningen 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. 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 TS efter solidifiering/stabilisering om detta är tekniskt möjligt. Utvärdering av massor inom Ydrefors En jämförelse mellan haltgränser i Avfall Sverige (2007) och medelhalter uppmätta i jordprover från Ydrefors, visar att dioxinhalten överskrider haltgränsen för farligt avfall i massor ned till cirka en meters djup inom doppningsplatsen (medelhalt i analyserade prover är ng TEQ/kg TS). För ett enskilt prov överskrids även gränsen på djupet 2-2,5 m inom doppningsområdet. Ett viktigt moment i samband med åtgärdsutredningen är även att klargöra hur stor andel av den uppgrävda dioxinförorenade jorden som kan placeras på olika typer av deponier och vilka haltgränser som gäller för övrigt omhändertagande t ex biologisk behandling, termisk avdrivning och förbränning. Kontakter med olika entreprenörer har tagits i syfte att få information om gränser för olika omhändertagande och därmed utreda möjliga alternativa omhändertaganden för massorna i Ydrefors. I tabell 7.1 ges ungefärliga haltnivåer som angivits vid kontakt med anläggningar för olika alternativa omhändertaganden av dioxinförorenade massor. Haltgränserna kan dock variera beroende på karaktären på jorden. För jordar med mycket högt innehåll av minerogent material har det i vissa fall tillåtits att massor som skulle förbrännas istället har tillåtits att deponerats på deponi för farligt avfall på SAKAB efter det att massorna har stabiliserats/solidifierats. 68

69 Tabell 7-1. Ungefärliga haltnivåer enligt muntlig kommunikation med SAKAB för olika omhändertagande av dioxinförorenade massor Omhändertagande Biologisk behandling < Ungefärliga haltnivåer (ng TEQ/kg TS) Deponering (icke farligt avfall) Förbränning > En jämförelse mellan dessa haltgränser och halter uppmätta i jordprover från doppningsplatsen, visar att den skattade medelhalten ( ng TEQ/kg TS) inom djupet 0 1 m vid delområde A med stor marginal överskrider gränsen ( ng/kg TS) för när massornas dioxininnehåll måste destrueras. I intervallet 1 3,5 meters djup är medelhalten skattad till ng TEQ/kg TS vilket skulle innebära att lämpligt omhändertagande skulle vara placering på en deponi för icke-farligt avfall. Ett enskilt prov på djupet 2-2,5 m överskrider dock gränsen för deponering som icke-farligt avfall. Från 3,5-10 meters djup vid doppningsplatsen är medelhalten skattad till 364 ng TEQ/kg TS (maxhalt 1500 ng TEQ/kg TS). Dessa massor bedöms antingen kunna placeras på en deponi för icke-farligt avfall eller, åtminstone till viss del, kunna behandlas biologiskt. Inom åtgärdsområde B har medelhalten skattats till 153, 32 respektive 24 ng TEQ/kg TS för skikten 0-0,5 m, 0,5-1 m respektive 1-1,5 m och de maximala halterna för motsvarande skikt till 580, 110 respektive 39 ng TEQ/kg TS. Dessa massor bedöms kunna deponeras som icke-farligt avfall alternativt behandlas biologiskt. Detta gäller även för massor inom delområde C som har en medelhalt på 28 ng TEQ/kg TS och en maximal halt på 120 ng TEQ/kg TS. Aktuella mottagningsanläggningar Det antas att urschaktade massor transporteras till Hults eller Flishults mottagningsanläggning för deponering. Undantaget är de mer högförorenade massorna som skickas till SAKAB för förbränning. Termisk avdrivning kan även vara ett alternativ vid omhändertagande av de dioxinförorenade massorna. Enligt kontakten med Ragn-Sells finns i princip ingen begränsning i haltgräns för när termisk avdrivning kan användas som metod för omhändertagande av massorna. Behandlingen i detta fall sker i Högbytorp. Detta har dock inte beaktats i de kostnadsskattningar som redovisas i denna rapport Åtgärdsalternativ för jord De åtgärdsalternativ som presenteras i detta avsnitt och som har kostnadsskattats är dels urschaktning av förorenade jordmassor med olika ambitionsnivåer samt efterföljande behandling genom biologisk behandling, deponering eller förbränning. Kostnader för övertäckning redovisas som ett alternativ som innebär att risken för direktkontakt med dioxinförorenade massor reduceras och som även medför en reduktion i transport av föroreningar nedströms. Alternativ 0: Nollalternativet Nollalternativet innebär att området lämnas utan åtgärd. Detta medför ingen reduktion av risker eller spridning relativt dagens situation. 69

70 Alternativ 1: Övertäckning med geomembran inom doppningsplatsen och dess närområde För att reducera risken för direktkontakt med förorening och spridning genom damning studeras ett åtgärdsalternativ där övertäckning med geomembran utförs inom delområde A och B. Åtgärden medför även att spridningen av förorening från massor ovanför grundvattenytan reduceras. Det föreligger dock en risk att membranets förmåga att förhindra infiltration av vatten försämras med tiden i och med att materialet åldras. Ytan som övertäcks ansätts till meter dvs något större än ytan för delområde A och B (40 30 m). Ett gruslager (10 cm) läggs ut för att skapa en jämn yta att lägga membranet på. Mellan underliggande grus och geomembran läggs en geotextil. Ovanpå membranet läggs 30 cm grus som skyddslager. Alternativ 2.1: Urgrävning av förorenade massor enligt platsspecifika riktvärden ovanför grundvattenytan (ned till 3,5 meter) inom doppningsplatsen inkl omhändertagande Åtgärdsalternativet innebär urschaktning av massor inom delområde A (300 m 2 ) ned till grundvattenytan (3,5 meter) (område A(0-1m) + A(1-3,5 m) i tabell 6-6). Volymen förorenade massor uppgår därmed till m 3. Den volym som behöver schaktas ur är dock större eftersom schaktning måste göras med en viss släntlutning. Med en släntlutning på 1:2 skattas den totala volym som måste schaktas ur till ca m 3. Urschaktat material inom delområde A (1 050 m 3 ) transporteras till en mottagningsanläggning. Massor inom den översta metern (300 m 3 ) är så högförorenade att de måste genomgå förbränning hos SAKAB. Resterande 750 m 3 bedöms ha för höga halter för att kunna behandlas biologiskt. Istället krävs deponering som som icke-farligt avfall. Material som schaktas ur vid anläggning av slänt (ca m 3 ) ligger till stor del inom det som betecknas område B i tabell 6-7 och till viss del inom slänten väster om doppningsplatsen. Genomförda undersökning visar på låga föroreningshalter i slänten väster om doppningsplatsen samt att massorna inom delområde B överskrider platsspecifikt riktvärde endast ned till 0,5 meters djup (se Alternativ 2.2). Med detta som grund skattas volymen massor som behöver omhändertas utanför delområde A uppgå till 250 m 3. Baserat på uppmätta dioxinhalter i dessa massor (massor ned till 0,5 meters djup inom delområde B) antas dessa 250 m 3 transporteras antingen till en deponi för icke farligt avfall alternativt till en mottagningsanläggning för biologisk behandling. Resterande massor som schaktas ur för anläggande av släntlutning (ca m 3 ) kan återläggas. I samband med åtgärd provtas och analyseras urschaktade massor med avseende på dioxin för att säkerställa att massorna behöver omhändertas eller om materialet kan återläggas vid återfyllning av schaktgropen. Förslagsvis tas prov på varje 50 m 3 som schaktas ur (motsvarande en SEV på ,5 m). Med ovan gjorda antaganden motsvarar detta 25 delvolymer att provta och analysera. Volym område A Urschaktad volym (m 3 ) Förbränning (m 3 ) 300 Deponering icke-farligt avfall (m 3 ) 750 Deponering som icke-farligt avfall alternativt biologisk behandling (m 3 ) 250 Återläggs inom området (m 3 )

71 Alternativ 2.2: Urgrävning av förorenade massor enligt platsspecifika riktvärden inom närområde till doppningsområdet (område B) inkl omhändertagande Alternativet med urschaktning av förorenade massor inom doppningsplatsen enligt platsspecifika riktvärden kompletteras med Alternativ 2.2 som innebär omhändertagande av förorenade massor i området närmast doppningsplatsen (delområde B). Inom detta delområde har förorening påvisats i halter över det platsspecifika riktvärdet ned till cirka 0,5 m djup under markytan. Detta medför att en yta på 900 m 2 schaktas ur ned till 0,5 m djup. Halterna i delområde B är betydligt lägre än i område A och det omhändertas antingen genom deponering på en icke-farligt avfalldeponi eller genomgår biologisk rening. Volym område B Urschaktad volym (m 3 ) 450 Deponering icke-farligt avfall alternativt biologisk behandling (m 3 ) 450 Alternativ 3.1: Urgrävning av förorenade massor enligt riktvärden för känslig markanvändning såväl över som under grundvattenytan (ned till tio meters djup) inom doppningsplatsen inkl omhändertagande Ett mer ambitiöst alternativ är att omhänderta förorening inom doppningsplatsen (delområde A) enligt riktvärden för känslig markanvändning, ned till ett djup av 10 meter under markytan (A(0-1 m) + A(1-3,5 m) + A(3,5-10 m) i tabell 6-6). Antaget schaktdjup är identiskt med det största djup som dioxin har påvisats inom doppningsplatsen (vilket även är det största djup som har provtagits). För att kunna schakta till större djup under grundvattenytan kommer rimligtvis någon form av åtgärd krävas som innebär att inströmningen av grundvatten i schaktgropen reduceras. En sådan åtgärd kan exempelvis vara en avsänkning av grundvattenytan eller installation av spont. Då grundvattennivån i stort sett sammanfaller med nivån i Brosjön riskerar en avsänkning av grundvattenytan att dra på sig stora mängder vatten. Inga tätande jordlager är kända inom området varför en spont troligtvis behöver slås ned till bergöverytan för att den ska fungera som en begränsning för mängden grundvatten som behöver tas om hand. Omfattningen på en spont är osäker då djupet ned till berg inom området inte är känt. Sponten har den fördelen i jämförelse med en grundvattensänkning genom exempelvis pumpning, att sponten har en stödfunktion som förhindrar att massor från området närmast schaktgropen rasar in. Som bas för kostnadsskattning av åtgärd görs antagandet att en spont installeras längs en sträcka på 100 meter och att sponten slås ned till 12 meters djup. Spontens exakta utformning och installationsdjup måste detaljutredas vid entreprenad. För kostnadsskattningen antas vidare att den urschaktade volymen kan begränsas till en volym som är jämförbar med ytan inom delområdet A (300 m 2 ) multiplicerad med schaktdjupet (10 m), dvs m 3. Länsvatten i schaktgrop måste pumpas upp och därefter renas innan återförande av vattnet kan ske till lämplig recipient. En noggrann bestämning av i vilken omfattning länsvatten måste pumpas upp och hur detta vatten renas måste göras i samband med en entreprenad. Urschaktat material transporteras till en mottagningsanläggning för behandling alternativt deponering. För massor ovanför grundvattenytan antas det att 300 m 3 av urschaktade massor genomgår förbränning vid SAKAB och 750 m 3 deponeras som 71

72 icke-farligt avfall (identiskt med Alternativ 2.1). Genomförda analyser av prover inom detta område visar att medelhalten hos massorna på djupet 3,5-10 m motsvarar de kriterier som gäller för att massorna ska läggas på en deponi för icke-farligt avfall alternativt behandlas biologiskt. Med detta som grund antas att m 3 (motsvarande massor på djupet 3,5-10 m) deponeras som icke-farligt avfall alternativt behandlas biologiskt. Volym område A Urschaktad volym (m 3 ) Förbränning (m 3 ) 300 Deponering icke-farligt avfall (m 3 ) 750 Deponering icke-farligt avfall alternativt biologisk behandling (m 3 ) Alternativ 3.2: Urgrävning av förorenade massor enligt riktvärden för känslig markanvändning inom närområde till doppningsområdet (område B) samt område C inkl omhändertagande Alternativet med urschaktning av förorenade massor inom doppningsplatsen enligt riktvärdet för känslig markanvändning kan kompletteras med detta alternativ med omhändertagande av förorenade massor i området närmast doppningsplatsen (delområde B) och området utanför detta (område C) för massor med halter över riktvärdet för känslig markanvändning. Inom dessa delområden har förorening påvisats i halter över riktvärdet för känslig markanvändning ned till cirka 1,5 m djup under markytan i område B och ner till 0,5 m djup i område C. Detta medför att en yta på 900 m 2 schaktas ur ned till 1,5 m djup (område B) och att en yta på m 2 schaktas ner till 0,5 m (område C). Sammantaget ger detta att knappt 7000 m 3 massor omhändertas. För dessa massor är halterna så låga att det därför bör finnas förutsättning att låta massorna genomgå biologisk rening hos SAKAB alternativt deponeras som icke-farligt avfall. Volym område B Volym område C Urschaktad volym (m 3 ) Biologisk behandling alternativt deponering icke-farligt avfall (m 3 ) Kostnadsuppskattning för åtgärdsalternativ för jord I detta avsnitt redovisas saneringskostnader för det aktuella området inom Ydrefors. Olika alternativ till omhändertagande av förorenade massor jämförs för att belysa kostnaderna för de olika alternativen. Kostnaden redovisas som ett intervall baserat på de min- och maxpriser som har angetts för respektive moment. Förutsättningar för kostnadsberäkningar I tabell 7-2 ges à-priser för de moment som omfattas av de olika åtgärdsförslagen som diskuteras för åtgärd av området. À-priserna baserar sig på uppgifter erhållna vid kontakt med entreprenörer och på prisuppgifter från andra miljöutredningar. Prisbilden 72

73 påverkas bl a av slutliga totala mängder och det deponerade materialets egenskaper samt eventuell deponering på en lokal deponi för icke farligt avfall och eventuella myndighetskrav på hanteringen. À-priserna ska därför ses som ungefärliga och kan komma att revideras i samband med projekteringen. Vid omräkning mellan volym och mängd massor ansätts en densitet på 1,7 ton/m 3. För samtliga kostnadsskattade alternativ har en projekteringskostnad och en byggherrekostnad lagts på som utgör 10 % respektive 15 % av summan av de olika kostnadsposterna (schaktning, ersättningsmassor, transporter och omhändertagande). Kostnaden för miljökontroll utgör 25 % av kostnaderna för schaktning, ersättningsmassor, transporter och omhändertagande. För alternativ 3.1 och 3.2 bedöms detta ge en orimligt stor kostnad för ett miljökontrollprogram. Bedömningen görs att miljökontrollprogrammet för dessa åtgärder i huvudsak kan vara det samma som för alternativ 2.1 respektive 2.2. Därför ansätts samma kostnad för mijökontroll för alternativen 3.1 och 3.2 som har beräknats för alternativ 2.1 respektive 2.2. Slutligen har en post som motsvarar oförutsedda kostnader adderats (15 %). Dessa påslag är desamma oberoende av åtgärdens omfattning. Detta medför att kostnaden för projektering etc troligen blir underskattad för mindre omfattande åtgärdsalternativ beroende på den lägre totalkostnaden. Det vatten som pumpas upp för att hålla schaktgropen torr vid schaktning under grundvattenytan inom doppningsplatsen kommer att behöva renas. Detta gäller sannolikt även det vatten som erhålls i samband med avvattning av urschaktade sediment. Baserat på att dioxinförorening i huvudsak förekommer i partikelbunden form bedöms filtrering vara en möjlig reningsteknik. Det har inte gjorts någon utredning angående lämplig reningsmetod för detta vatten inom föreliggande undersökning. Detta föreslås utföras i samband med projekteringen. De kostnader som presenteras i detta avsnitt inkluderar inga kostnader för vattenrening eller för länsvattenhållning i samband med schakt. Även om det beslutas att inte genomföra någon åtgärd inom området kommer inte området att kunna lämnas helt och hållet. Nollalternativet skulle komma att medföra att ett miljöövervakningsprogram krävs. Omfattningen på ett sådant kommer säkerligen att behöva vara större och drivas under en längre tidsperiod än om en åtgärd genomförs. Omfattningen av ett sådant miljöövervakningsprogram diskuteras i kapitel 10, men har inte kostnadsskattats. Kostnad för täckning med geomembran uppskattas till mellan 20 och 80 kr/m 2 baserat på uppgift från entreprenör. 73

74 Tabell 7-2. À-priser för urschaktning, transporter och övriga moment vid åtgärd av området i Ydrefors. Moment Á-pris Schaktning (kr/m 3 ) Ersättningsmassor (kr/ton) Transport till förbränningsanläggning (10-25 mil) (kr/ton) Transport till mottagningsanläggning (<10 mil) (kr/ton) Transport ersättningsmassor till område (kr/ton) Grävare med förare (kr/dag) Hantlangare (kr/dag) Bakåtförankrad spont (kr/m 2 ) Deponering IFA (kr/ton) Förbränning (kr/ton) Biologisk behandling (kr/ton) Sugmuddring (kr/m 3 sediment) Grävmuddring (kr/m 3 sediment) Avvattning (kr/m 3 sediment) Geotextil (kr/m 2 ) Geomembran (kr/m 2 ) Grus (kr/ton) Alternativ 1: Övertäckning med geomembran inom doppningsplatsen och dess närområde Kostnaden för en övertäckning av doppningsplatsen och dess närområde (2 000 m 2 ) med geomembran uppskattas till storleksordningen till kronor, se tabell 7-3. Kostnaden baseras på ett antagande att övertäckningen genomförs under en femdagarsperiod. Volym grus som läggs ut är 800 m 3 (1 360 ton). Transportkostnad för grus till området är satt till kr/ton. Tabell 7-3. Sammanställning över kostnader för övertäckning med geomembran inom doppningsplatsen. Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Grus Geotextil Geomembran Grävare med personal Utläggare av grus Transport av grus till området Miljökontroll (25 %) Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (oförutsedda kostnader) (15 %) Totalt (kkr)

75 Alternativ 2.1: Urgrävning av förorenade massor enligt platsspecifika riktvärden ovanför grundvattenytan (ned till 3,5 meter) inom doppningsplatsen inkl omhändertagande Kostnaden för att schakta ur och omhänderta m 3 massor, motsvarande en schaktåtgärd ned till 3,5 meter, inom doppningsplatsen skattas till intervallet 2,9 6,4 miljoner kronor, se tabell 7-4. Tabell 7-4. Sammanställning över kostnader för schaktning ned till 3,5 meters djup inom doppningsplatsen. Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Urschaktning Transport till mottagningsanläggning (10-30 mil) Deponering - IFA Förbränning Ersättningsmassor Transport ersättningsmassor till område Miljökontroll (25 %) Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (oförutsedda kostnader) (15 %) Totalt Alternativ 2.2: Urgrävning av förorenade massor enligt platsspecifika riktvärden inom närområde till doppningsområdet (område B) inkl omhändertagande Alternativet innebär en urgrävning av 450 m 3 material inom delområde B ned till en halv meters djup. Samtliga massor läggs på en deponi för icke farligt avfall. Kostnaden för denna åtgärds skattas till mellan och drygt kronor, se tabell 7-5. Tabell 7-5. Sammanställning över kostnader för schaktning inom närområde till doppningsområdet (område B), totalt 450 m 3. Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Urschaktning Transport till mottagningsanläggning (10-30 mil) Deponering - IFA Ersättningsmassor Transport ersättningsmassor till område Miljökontroll (25 %) Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (etablering, etc) (15 %) Totalt

76 Alternativ 3.1: Urgrävning av förorenade massor enligt riktvärden för känslig markanvändning såväl över som under grundvattenytan (ned till tio meters djup) inom doppningsplatsen inkl omhändertagande Kostnaden för att omhänderta dioxinförorenade massor ned till 10 meters djup (3 000 m 3 ) inom doppningsplatsen uppskattas till intervallet 8,3 13,4 miljoner kronor, se. Kostnaden för spontning av det aktuella området, inklusive material och installation, har grovt skattats till tre miljoner kronor. Detta baseras på en spontarea på m 2 (100 12) och ett á-pris för bakåtförankrad spont på kr/m 2. Kostnaden för sponting är mycket osäker då utformningen av en spontåtgärd, exempelvis djup som sponten måste slås, inte är säkerställd. Tabell 7-6. Sammanställning över kostnader för schaktning ned till 10 meters djup inom doppningsplatsen. Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Urschaktning Transport till mottagningsanläggning (10-30 mil) Deponering - IFA Förbränning Ersättningsmassor Transport ersättningsmassor till område Spont Miljökontroll 3) Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (etablering, etc) (15 %) Totalt ) Samma kostnad som för alternativ 2.1. Alternativ 3.2: Urgrävning av förorenade massor enligt riktvärden för känslig markanvändning inom närområde till doppningsområdet (område B) samt område C inkl omhändertagande En sanering av markområdet utanför doppningsplatsen (delområde B och C) enligt riktvärden för känslig markanvändning innebär att en större volym massor (knappt m 3 ) måste schaktas ur och omhändertas. Åtgärdskostnaden för detta alternativ skattas till mellan 5,4 och 12,2 miljoner kronor, se tabell 7-7. Föroreningshalterna i dessa massor innebär att en del massor eventuellt skulle kunna genomgå biologisk behandling. Då uppgivna á-priser för biologisk behandling är högre än för det alternativa omhändertagandet (deponering som icke farligt avfall), baseras kostnadsskattningen på att samtliga massor omhändertas genom deponering. Om massorna istället skulle gå till en anläggning för biologisk behandling, beräknas mottagningskostnaden uppgå till 3,5 8,3 miljoner kronor vilket ska jämföras med de 1,8 4,7 miljoner kronor som deponering som icke farligt avfall uppskattas kosta. 76

77 Tabell 7-7. Sammanställning över kostnader för schaktning enligt generella riktvärden för känslig markanvändning inom delområde B och C, totalt m 3. Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Urschaktning Transport till mottagningsanläggning (10-30 mil) Deponering - IFA Ersättningsmassor Transport ersättningsmassor till område Miljökontroll 4) Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (etablering, etc) (15 %) Totalt ) Samma kostnad som för alternativ Beräknad föroreningsreduktion Baserat på de skattade föroreningsmängderna inom olika åtgärdsområden och åtgärdsdjup har beräkningar gjorts av hur stor mängd dioxin som omhändertas med de olika åtgärdsalternativen. Resultaten redovisas i tabell 7-8. Tabell 7-8. Alternativ Nollalternativ Alternativ 1 Sammanställning över omhändertagna mängder dioxin (g) för respektive åtgärdsalternativ för markområdet. Mängd dioxin omhändertagen All förorening lämnas kvar All förorening lämnas kvar Alternativ Alternativ 2.2 0,12 Alternativ ,2 Alternativ 3.2 0,43 77

78 7.3 Alternativanalys för Brosjöns sediment Klassning av uppgrävda förorenade sediment Avseende regler som gäller avseende klassning av förorenade sediment hänvisas till avsnitt Åtgärdsalternativ för sediment Alternativ Sed0: Nollalternativet Nollalternativet innebär att området lämnas utan åtgärd. Detta medför ingen reduktion av risker eller spridning relativt dagens situation. Alternativet innebär att restriktioner måste sättas för framtida användning av området. För att övervaka föroreningsspridningen nedströms upprättas ett långsiktigt kontrollprogram (ca 30 år). Vidare upprättas en beredskapsplan för åtgärder att vidta om en ökning av föroreningsspridningen skulle ske. Alternativet kan innebära en eventuell framtida sanering. Alternativ Sed1: Övertäckning av sedimenten Alternativet innebär att föroreningarna lämnas kvar men att de förorenade sedimenten (rött och gult område, m 2 ) täcks på plats med geotextil och ett cirka 0,3 m mäktigt lager med sand/grus. Minerogen övertäckning är en beprövad teknik som använts i flera andra saneringsobjekt, t.ex. Turingen. Vid en övertäckning av sedimenten kan problem erhållas med sedimentens bärighet under själva saneringsarbetet, vilket dock kan reduceras om sjön töms under vintern och sedimenten tillåts frysas innan utläggningen. För Brosjön där det aktuella området är av en sådan begränsad omfattning bedöms det orimligt att låta tömma sjön för en utläggning av material. Alternativ Sed2: Grävmuddring av sedimenten inom rött område inkl omhändertagande Den sedimentvolym som behöver schaktas ur utgörs av ett cirka 250 m 2 stort område nära strandkanten (schaktdjup 0,1 m). Sedimentvolymen skattas till 25 m 3. Att området är strandnära gör att sedimenten antas omhändertas genom grävmuddring. Grävmuddring kan genomföras utan att inblandningen av vatten inte blir så stor. För den begränsade volym som omhändertas bedöms avvattning på plats inte vara kostnadseffektivt. Istället antas att de urschaktade sedimenten transporteras direkt med bil till mottagningsanläggningen för deponering alternativt behandling. Genomförda analyser visar på en glödförlust hos sedimenten på cirka 50 % av TS i medeltal. Detta innebär att innehållet av organiskt material är för högt för att sedimenten skall få deponeras utan behandling. För att reducera partikelspridning i samband med muddring används tätskärmar vid muddringsarbetet. Alternativ Sed3.1: Grävmuddring av sedimenten inom gult område (inkl rött) inkl avvattning och omhändertagande Detta alternativ innebär att en betydligt större yta saneras, m 2. Sediment ned till 0,2 meters djup omhändertas vilket gör att sedimentvolymen uppgår till m 3. I detta alternativ förutsätts att urschaktade sediment avvattnas på plats. Dioxinförorening förekommer i huvudsak i partikelbunden form varför en passiv avvattning kan förväntas vara en möjlig teknik för avvattning. De avvattnade sedimenten transporteras till en mottagningsanläggning för deponering alternativt behandling. För att reducera partikelspridning i samband med muddring används tätskärmar vid muddringsarbetet. Området som behöver avskärmas är betydligt större än i alternativ Sed2. 78

79 Alternativ Sed3.2: Sugmuddring av sedimenten inom gult område (inkl rött) inkl avvattning och omhändertagande Som ett alternativ kan sedimenten omhändertas genom sugmuddring. Denna metod innebär att betydligt större vattenvolymer erhålls än vad som är fallet vid grävmuddring. Detta gör att större volymer genereras vid avvattning. Partikelspridningen i samband med sugmuddring är lägre än vid grävmuddring vilket kan innebära andra krav på installation av tätskärm i samband med muddringsarbete. Förekomst av rotfilt i strandzonen kan innebära att sugmuddring behöva kompletteras med grävmuddring. Sammanfattning av utvärderade åtgärdsalternativ I tabell 7-9 listas de åtgärdsalternativ som utvärderats för sedimenten i Brosjön. Tabell 7-9. Utvärderade åtgärdsalternativ för sedimenten i Brosjön Alternativ Åtgärd Omhändertagande av massor Sed0 Nollalternativet Förorening kvar på plats Sed1 Övertäckning av sedimenten (mineralogisk övertäckning) Förorening kvar på plats Sed2 Grävmuddring 250 m 2 Omhändertagande på annan ort Sed3.1 Grävmuddring m 2 Avvattning på plats och omhändertagande på annan ort Sed3.2 Sugmuddring m 2 Avvattning på plats och omhändertagande på annan ort Kostnadsuppskattning för åtgärdsalternativ för sediment I detta avsnitt redovisas uppskattade kostnader för att åtgärda förorenade sediment inom Brosjön. Förutsättningar för kostnadsberäkningar À-priser för de moment som omfattas av de olika åtgärdsförslagen som diskuteras för åtgärd av området redovisas i tabell 7-2. À-priserna baserar sig på uppgifter erhållna vid kontakt med entreprenörer och på prisuppgifter från andra miljöutredningar. Transportkostnaden för ej avvattnade sediment antas vara tre gånger så hög som den ansatta transportkostnaden för jordmassor till förbränningsanläggning det vill säga kr/ton. Vid omräkning mellan volym och mängd sediment ansätts en densitet på 1,05 ton/m 3. Det vatten som avvattnas utgörs dels av porvatten i sedimenten, dels av fritt vatten (ytvatten) som följer med vid uppgrävning av sedimenten. För sugmuddring antas att vattenmängden som medföljer är fyra gånger den omhändertagna sedimentvolymen. Vid grävmuddring antas den omhändertagna vattenvolymen endast utgöras av sedimentporvatten. För avvattning antas ett á-pris som baseras på muddrad sedimentvolym. Kostnaden är därmed inte direkt beroende av den vattenvolym som skall avvattnas. Eftersom sugmuddring ger upphov till en betydligt större vattenvolym än grävmuddring räknat per volymenhet omhändertaget sediment, bedöms kostnaden för avvattning i samband med sugmuddring vara lågt räknad. Kostnaden för vattenrening är beroende av hur reningsanläggningen utformas (styrs bl.a. av typ av förorening). För rening av partikelbunden förorening kan exempelvis ett 79

80 sandfilter användas. Lösta föroreningar kräver en annan utformning av vattenrening. Även mängden vatten som ska renas är av betydelse för kostnaden. Större vattenvolymer medför att fasta kostnader fördelas över en större volym vilket innebär att á- priset (kr/m 3 ) sjunker med ökande volym upp till en viss gräns. För vattenrening har en schablonkostnad på kr/m 3 vatten antagits. Kostnaden för miljökontroll för alternativ Sed2 har beräknats i detalj, se bilaga 5. För alternativ Sed1 och Sed3 görs bedömningen att miljökontrollprogrammet kommer att vara med omfattande än för alternativ Sed2. Kostnaden för miljökontrollprogrammet sätts till tre gånger så hög som för alternativ Sed2. Alternativ Sed1 - Övertäckning av sediment Det antas att utläggning av geotextil och grus/sand genomförs utan att torrlägga sjön vilket innebär att arbetet genomförs i vatten. Detta gör arbetet dyrare än vid utläggning under torra förhållanden. Erfarenheter från andra projekt visar på stora variationer i kostnader för övertäckning av sediment; från cirka 100 kr/m 2 till kr/m 2 (Naturvårdsverket, 2003). Här antas en kostnad i intervallet kr/m 2. Till detta kommer kostnaden för geotextil (10-20 kr/m 2 ) samt kostnad för utläggning av geotextil och grus som antas vara kr/m 2. Materialkostnad för grus och transport av detta till området är kr/ton respektive kr/ton. Med en area på m 2 som skall täckas med ett 0,3 meter lager sand/grus skattas kostnaden till mellan 1,8 och 3,8 miljoner kronor. Tabell Sammanställning över kostnader för övertäckning av m 2 sediment. Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Geotextil inkl. utläggning Grus Transportkostnad grus till området (kr/ton) Lastning och utläggning Miljökontrollprogram Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (etablering, etc) (15 %) Totalt Alternativ Sed2 Grävmuddring långsiktiga hälsorisker De uppskattade kostnaderna för att muddra sedimenten inom ett mindre område med höga dioxinhalter (250 m 2 ) är sammanställda i tabell Då den omhändertagna sedimentvolymen är begränsad (25 m 3 ) antas att sedimenten inte avvattnas på plats utan transporteras direkt till SAKAB för förbränning. Därmed uppstår inte heller någon kostnad för vattenrening. Kostnaden för en skyddsskärm som ska förhindra partikelspridning i sjön i samband med åtgärd skattas till storleksordningen kronor. Åtgärdskostnden för detta alternativ skattas till storleksordningen 0,3 0,5 miljoner kronor. 80

81 Tabell Sammanställning över kostnader för grävmuddring inom ett 250 m 2 stort område ned till 0,1 m (sedimentvolym 25 m 3 ). Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Grävmuddring 1,3 2,5 Avvattning 0 0 Vattenrening 0 0 Skyddsskärm Transport Förbränning Miljökontrollprogram 1) Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (etablering, etc) (15 %) Totalt ) Se bilaga 5. Alternativ Sed3.1 Grävmuddring långsiktiga hälsorisker och miljöriskser Volymen sediment som muddras uppgår till m 3 (7 500 m 2 med ett saneringsdjup på 0,2 m). För att förhindra föroreningsspridning i samband med grävmuddring installeras en skyddsskärm i Brosjön (ansatt kostnad kronor). I detta alternativ antas att sedimenten avvattnas på plats (kostnad kr/m 3 sediment). Det vatten som genereras vid avvattningen renas och återförs till Brosjön. De avvattnade sedimenten transporteras till SAKAB. Om massorna deponeras efter behandling eller om de förbränns är inte fastställt. Mottagningskostnaden är satt till kr/ton vilket motsvarar kostnaden för förbränning och bedöms täcka in kostnaden för en eventuell deponering. Omhändertagande av dioxin inom ett m 2 stort område i den sydvästra delen av Brosjön genom grävmuddring uppskattas till mellan 5,3 och 11,7 miljoner kronor. Tabell Sammanställning över kostnader för grävmuddring inom ett m 2 stort område. Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Muddring Avvattning Vattenrening Skyddsskärm Transport Förbränning Miljökontrollprogram Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (etablering, etc) (15 %) Totalt

82 Alternativ Sed3.2 Sugmuddring långsiktiga hälsorisker och miljöriskser Som ett alternativ har en åtgärd genom sugmuddring kostnadsskattas. Ytan som saneras är den samma som i alternativ Sed3.1. Kostnaden är närmast identisk med grävmuddringsalternativet ovan. Själva muddringsarbetet är något dyrare. Sugmuddring genererar en större mängd vatten som måste avvattnas. À-priset för avvattning är dock baserad på mängden sediment som schaktas ur varför den större vattenmängden inte avspeglas i en högre kostnad för avvattning vid sugmuddring. Däremot ökar kostnaden för vattenrening jämfört med Alternativ 3.1. I skattning har det antagits att en skyddsskärm krävs även vid sugmuddring och att kostnaden är den samma som vid grävmuddring. Då sugmuddring genererar en mindre mängd suspenderat material än grävmuddring är det troligt att skyddsskärmens utformning inte kommer att vara identisk för de två muddringsalternativen. Detta har dock inte beaktats i kostnadsskattningen. Omhändertagande av dioxin inom ett m 2 stort område i den sydvästra delen av Brosjön genom sugmuddring uppskattas till mellan 5,5 och 12,6 miljoner kronor. Tabell Sammanställning över kostnader för sugmuddring inom ett m 2 stort område (1 500 m 3 ). Moment Minkostnad (kkr) Maxkostnad (kkr) Muddring Avvattning Vattenrening Skyddsskärm Transport Förbränning Miljökontrollprogram Byggherrekostnad (15 %) Projektering (10 %) Övrigt (etablering, etc) (15 %) Totalt Beräknad föroreningsreduktion Baserat på de skattade föroreningsmängderna inom olika åtgärdsområden och åtgärdsdjup i avsnitt 0 har beräkningar gjorts av hur stor mängd dioxin som omhändertas med de olika åtgärdsalternativen. Resultaten redovisas i tabell Tabell Sammanställning över omhändertagna mängder dioxin (g) för respektive åtgärdsalternativ för Brosjön. Alternativ Nollalternativ Alternativ Sed1 Alternativ Sed2 ca 0,01 Alternativ Sed3.1 drygt 0,03 Alternativ Sed3.2 drygt 0,03 Mängd dioxin omhändertagen All förorening lämnas kvar All förorening lämnas kvar 82

83 7.4 Andra aspekter relevanta för alternativanalysen för markområdet och Brosjöns sediment Omgivningspåverkan Åtgärder som omfattar urgrävning/muddring och borttransport av massor kommer att medföra störningar för omgivande bostadsbebyggelse på grund av det stora antalet transporter som måste ske från området. Ju mer omfattande urschaktnings- eller muddringsåtgärder som genomförs desto fler transporter. Uppgrävning och hantering av förorenade massor innebär alltid en risk för ökad exponering och spridning av föroreningar i samband med att åtgärden genomförs. De risker som bedöms föreligga är främst damning samt spridning av föroreningar med avrinnande vatten (särskild vid schaktning under grundvattenytan). Riskerna vid muddring är i huvudsak de samma. Relevanta skyddsåtgärder ska utföras i samband med åtgärd så att dessa risker minimeras. Det är främst de närboende som bedöms kunna påverkas samt personal som vistas inom området. Destruktion av föroreningarna medför en risk för ökad exponering/spridning under genomförandetiden. Vid förbränning finns en risk att föroreningar avgår till luft. Förbränning är dock väl en beprövad teknik för behandling av förorenade massor. Vid existerande förbränningsanläggningar med tillstånd är kontrollen god för att hålla utsläppen inom giltiga tillstånd. Deponering av förorenat material innebär även det en risk för utläckage av föroreningar med lakvatten. Även i detta fall kan man förutsätta att anläggningar med tillstånd har en god kontroll av de halter som lakvattnet innehåller. Urschaktning av förorenade massor innebär en ökad risk för spridning av föroreningar under den tid åtgärden genomförs. Detta kan ske genom damning från torra massor, spill i samband med lastning, lossning och transport av massor, spridning med lakvatten från upplagda massor eller på grund av haltökningar i grundvattnet vid uppgrävning samt utsläpp av länshållningsvatten. Denna spridning kan minimeras genom att vidta lämpliga åtgärder som att bevattna torra massor, kontinuerligt omhändertagande av spill och rena länshållningsvatten före utsläpp. Tvätt av fordon ska ske vid utfart från området för att förhindra lokal spridning av förorenat material längs vägar Prövningsplikt Deponering är tillståndspliktig verksamhet. Vid deponering på en extern anläggning med tillstånd för mottagning av farligt och icke farligt avfall utnyttjas det befintliga tillståndet som anläggning har. Förbränning görs även det på en extern mottagningsanläggning som redan har befintligt tillstånd för denna typ av verksamhet. Tillfälliga upplag av mindre volymer schaktmassor i väntan på borttransport är inte tillståndspliktig. Åtgärder som innebär att grundvattenytan måste avsänkas kan också vara tillståndspliktig verksamhet En grundvattenavsänkning är alltid att betrakta som vattenverksamhet enligt 11 kap i miljöbalken och vattenverksamhet är normalt tillståndspliktig. Om verksamhetsutövaren kan visa att allmänna och enskilda intressen inte skadas behöver tillstånd inte sökas. Även muddring av sediment betraktas som vattenverksamhet och är tillståndspliktig. 83

84 7.4.3 Inverkan på kulturvärden Det finns ingenting inom eller i anslutning till den aktuella fastigheten som är av kulturhistoriskt intresse eller liknande Inverkan på landskapsbild Vid en eventuell schaktåtgärd inom området kommer urschaktade delar att återfyllas med rena ersättningsmassor. Mängden och typen av material som tillförs området kan väljas utifrån önskemål om hur landskapsbilden inom fastigheten ska se ut efter avslutad åtgärd. Som ett minimum återförs samma mängd massor som transporteras bort från området så att dagens markhöjder återställs. En sanering av sedimenten i Brosjön har ingen inverkan på landskapsbilden. Delar av strandområdet kan komma att påverkas av den verksamhet som en sanering innebär. Vid behov sker en återställning av de delar som har påverkats Inverkan på övriga allmänna och enskilda intressen Det kommer att krävas en stor mängd transporter av material till och från området vilket kan uppfattas som störande längs de transportvägar som används. Störningarna utgörs främst av buller och damning. Speciellt störande anses transporterna vara för de närboende i och med att lastbilar kommer att lastas och lossa i dess närhet. Även de arbeten som genomförs i samband med schaktning och muddring kommer att generera buller. Även detta påverkar främst de boende i Brosjöns närområde. Beroende på hur åtgärderna utformas och planeras kan det uppkomma vissa behov av utrymmen inom fastigheten för upplagsplatser av urschaktade massor i väntan på borttransport. Sådana upplagsplatser bör kunna förläggas inom fastigheten Hällefors 1:40. Muddringsarbeten inom Brosjön kommer att innebära att allmänhetens utnyttjande av den del av Brosjön som omfattas av åtgärden begränsas under åtgärdsfasen Restriktioner Samtliga alternativ som innebär att förorening lämnas kvar på området kommer att innebära restriktioner i markanvändningen. En restriktion som krävs är att markanvändningen inte förändras i förhållande till vad denna utredning baseras på (strövområde). Det är exempelvis inte acceptabelt att området används för bostäder, beteseller odlingsmark. En annan restriktion som läggs på området då förorening kvarlämnas rör schakt- och grävarbeten. Anledningen till att en sådan restriktion läggs på området är exempelvis att det finns en risk att förorenade massor som lämnas kvar en bit ned i marken flyttas om och hamnar ytligt. Det är också möjligt att massor från området skulle kunna används på annan plats. Kvarlämnade massor måste friklassas genom provtagning och analys innan de får användas till någonting. För nollalternativet krävs mer omfattande restriktioner eftersom en betydande mängd förorening kvarlämnas. I detta fall krävs även ett kontrollprogram för att övervaka spridningen av föroreningar under lång tid framöver. 84

85 7.5 Resultat från alternativanalysen för markområdet I en alternativanalys vägs olika faktorer för åtgärdsalternativen samman och en utvärdering görs. Förutom kostnaderna bör även risker under och efter respektive åtgärds genomförande vägas in, liksom miljöstörningar till följd av åtgärden samt eventuella störningar under åtgärdens genomförande. I tabell 7-15 redovisas en sammanställning av den utvärdering som gjorts av de olika alternativen avseende teknisk genomförbarhet, reduktion av mängd förorening, riskreduktion, risker under åtgärd, störningar på verksamheter samt kostnader Teknisk genomförbarhet Den övertäckningsåtgärd som genomförs i Alternativ 1 innebär inga tekniska problem. Gemensamt för de fyra övriga åtgärdsalternativen som redovisas är att de omfattar en schaktåtgärd följt av deponering alternativt förbränning. Samtliga metoder är väl utarbetade. Doppningsplatsen ligger nära en slänt med en höjdskillnad på cirka tio meter. Här måste säkerställas att det inte föreligger några stabilitetsproblem i samband med schakt. De massor som schaktas ur ligger huvudsakligen ovanför grundvattenytan. Den tekniska genomförbarheten får därmed anses vara god för Alternativ 2.1, Alternativ 2.2 och Alternativ 3.2. Undantaget är Alternativ 3.1 som innebär en schaktning ned till tio meters djup vid doppningsplatsen. Då grundvattenytan ligger på cirka 3,5 meters djup innebär detta alternativ att betydande schaktarbeten måste göras under befintlig grundvattenyta. Krav kommer att ställas på att genomföra åtgärder för att i möjligaste mån genomföra schaktningen under torra förhållanden. Detta kan exempelvis innebära att spont installeras. De undersökningar som har genomförts visar inga indikationer på att det ska vara svårt att slå ned en spont i området (inga block etc har påvisats). En djup schakt vid doppningsplatsen innebär också större krav vad gäller säkerställande av stabilitetsförhållanden för den närliggande slänten väster om doppningsplatsen Bedömning av riskreduktion för studerade åtgärder Riskreduktion avseende exponering vid vistelse inom området (via damm, intag av växter mm) kan antas vara tämligen binär till sin karaktär, dvs om de ytliga jordlagren tas bort och ersätts med rena ersättningsmassor blir denna riskreduktion nära fullständig, medan om förorenade ytliga jordmassor lämnas kvar inom hela eller delar av området så blir riskreduktionen vid vistelse obetydlig eller måttlig. Vad gäller reduktionen av miljöeffekter är dessa relaterade till föroreningshalten i jorden. Om det lokalt finns områden där föroreningshalterna överskrider platsspecifika riktvärden behöver det dock inte ha någon effekt på områdets ekologiska funktion som helhet. Reduktionen av föroreningsmängden kan även ses som ett mått på reduktionen av riskerna avseende spridning eftersom den är ungefär proportionell mot föroreningsmängden. 85

86 86

87 Tabell Utvärdering av åtgärdsalternativ för markområdet inom Ydrefors fd träförädling. Alt Åtgärdsmoment Hälsorisker efter åtgärd Miljörisker efter åtgärd Risker med spridning efter åtgärd Risker under åtgärd Förväntat resultat Teknisk genomförbarhet Störningar under åtgärd Behov av framtida åtaganden Kostnad (MSEK) 0 Ingen åtgärd Hälsorisker föreligger 1 Övertäckning av Reducerar risk doppningsplatsen för direktkontakt och dess med närområde föroreningen 2.1 Uppgrävning enligt platsspecifika riktvärden (ner till 3,5 m) inom doppningsplatsen inkl omhändertagande 2.2 Uppgrävning enligt platsspecifika riktvärden inom närområde till doppningsplatsen (0,5 m) inkl omhändertagande 3.1 Uppgrävning enligt riktvärden för känslig markanvändning (ner till 10 m) inom doppningsplatsen inkl omhändertagande 3.2 Uppgrävning enligt riktvärden för känslig markanvändning inom närområde till doppningsområde (B) samt område C. Hälsorisker reduceras kraftigt Reducerar risk för direktkontakt med förorening Hälsorisker elimineras Hälsorisker elimineras inom området Miljörisker föreligger Risker för markmiljön kvarstår då förorening lämnas kvar. Risker för markmiljön reduceras kraftigt Reducerar risk för markmiljön Risker för markmiljön elimineras Risker för markmiljön elimineras Risker för spridning föreligger På kort sikt reducerad risk för spridning av förorening ovanför grundvattennivån. Kvarstående spridning för förorening under grundvattenytan. På lång sikt risken för spridning större då beständighet på täckning och dess infiltrationsbegränsande egenskaper osäker. Reducerad risk för spridning av förorening ovanför grundvattenytan. Kvarstående spridning för förorening under grundvattenytan. Risker för spridning från ytligt förorenade massor elimineras. Kvarstående spridning från djupare marklager. Risker för spridning elimineras Risker för spridning elimineras - All förorening lämnas kvar - - Omfattande restriktioner - All förorening lämnas kvar God Begränsat (transport Omfattande av täckningsmaterial restriktioner samt samt entreprenadmaskiner övervakning och för underhåll av täckning utläggningen Risker relaterade till hanteringen av de urschaktade massorna (spridning av föroreningar med damm,spill, lakvatten) Risker relaterade till hanteringen av de urschaktade massorna (spridning av föroreningar med damm,spill, lakvatten) Risker relaterade till hanteringen av de urschaktade massorna (spridning av föroreningar med damm,spill, lakvatten). Risk för ökad spridning med grundvattnet vid schaktning under grundvattenytan Risker relaterade till hanteringen av de urschaktade massorna (spridning av föroreningar med damm,spill, lakvatten). Risk för ökas spridning vid schakt i direkt anslutning till Brosjön. 97% av den totala föroreningsmängden tas bort 0,2% av den totala föroreningsmängden tas bort 99% av den totala föroreningsmängden tas bort 0,7% av den totala föroreningsmängden tas bort God God Relativt god, ev problem med djupt schakt God Ja (transport av täckningsmaterial samt entreprenadmaskiner för utläggningen Ja (transport av täckningsmaterial samt entreprenadmaskiner för utläggningen Ja (transport av täckningsmaterial samt entreprenadmaskiner för utläggningen Ja (transport av täckningsmaterial samt entreprenadmaskiner för utläggningen Restriktioner för markanvändning t.ex. för djupa schakter samt ändrad markanvändning Restriktioner för markanvändning t.ex. för djupa schakter samt ändrad markanvändning 0 0,4-1,0 2,9-6,4 0,4-0,9 Nej 8,3-13,4 Nej 5,4-12,2 87

88 88

89 7.6 Resultat från alternativanalysen för Brosjöns sediment I tabell 7-16 redovisas en sammanställning av den utvärdering som gjorts av de olika alternativen avseende teknisk genomförbarhet, reduktion av mängd förorening, riskreduktion, risker under åtgärd, störningar på verksamheter samt kostnader Teknisk genomförbarhet Den övertäckningsåtgärd som genomförs i Alternativ Sed1 innebär inga tekniska problem. Gemensamt för de tre övriga åtgärdsalternativen som redovisas är att de omfattar en muddringsåtgärd följt av omhändertagande av sedimenten. Samtliga metoder är väl utarbetade. Den tekniska genomförbarheten får därmed anses vara god för alternativ Sed2, Sed3.1 och Sed Bedömning av riskreduktion för studerade åtgärder Riskreduktion avseende exponering vid vistelse inom området (direktkontakt) kan antas vara tämligen binär till sin karaktär, dvs om de ytliga sedimenten tas bort och ersätts med rena ersättningsmassor blir denna riskreduktion nära fullständig, medan om förorenade ytliga sediment lämnas kvar inom hela eller delar av området så blir riskreduktionen vid vistelse obetydlig eller måttlig. Vad gäller reduktionen av miljöeffekter är dessa relaterade till föroreningshalten i sedimenten. Om det lokalt finns områden där föroreningshalterna överskrider platsspecifika riktvärden behöver det dock inte ha någon effekt på områdets ekologiska funktion som helhet. Reduktionen av föroreningsmängden kan även ses som ett mått på reduktionen av riskerna avseende spridning eftersom den är ungefär proportionell mot föroreningsmängden. 89

90 90

91 Tabell 7-16 Utvärdering av åtgärdsalternativ för sedimenten inom Ydrefors fd träförädling Alt Åtgärdsmoment Hälsorisker efter åtgärd Miljörisker efter åtgärd Risker med spridning efter åtgärd Risker under åtgärd Förväntat resultat Teknisk genomförbarhet Störningar under åtgärd Framtida restriktioner Kostnad (MSEK) Sed0 Ingen åtgärd Hälsorisker föreligger Sed1 Sed2 Sed3.1 Sed3.2 Övertäckning av Reducerar risk m 2 för direktkontakt med föroreningen. Den mer långsiktiga betydelsen av åtgärden är mer osäker. Grävmuddring enligt platsspecifika hälsobaserat riktvärde för sediment Grävmuddring enligt platsspecifika hälsobaserat och miljöbaserat riktvärde för sediment Sugmuddring enligt platsspecifika hälsobaserat och miljöbaserat riktvärde för sediment Hälsorisker elimineras Hälsorisker elimineras Hälsorisker elimineras Miljörisker föreligger Risker för sedimentmiljön kvarstår då förorening lämnas kvar. Risker för sedimentmiljön kvarstår då förorening lämnas kvar. Risker för sedimentmiljön elimineras Risker för sedimentmiljön elimineras Risker för spridning föreligger På kort sikt reducerad risk för spridning av förorening. På lång sikt är risken för spridning större då beständighet på täckning är osäker. Risker för spridning reduceras Risker för spridning elimineras Risker för spridning elimineras - All förorening lämnas kvar Eventuell risk för damning vid utlägg av täckmassor Risker vid muddring samt relaterade till hanteringen av de muddrade massorna (spridning av föroreningar från spill, lakvatten) Risker vid muddring samt relaterade till hanteringen av de muddrade massorna (spridning av föroreningar från spill, lakvatten) Risker vid muddring samt relaterade till hanteringen av de muddrade massorna (spridning av föroreningar från spill, lakvatten) All förorening lämnas kvar 33% av den totala föroreningsmängden tas bort 1) - - Markanvändning Kontrollprogram för biota God God Buller Transporter Buller Transporter All förorening tas God Buller bort 1) Transporter All förorening tas God Buller bort 1) Transporter 1) Andel som tas bort baseras på skattad föroreningsmängd i undersökta sediment. Utbredningen, gäller främst området öster om undersökningsområdet, är ej avgränsad. Markanvändning Kontrollprogram för biota Kontroll av täckning Kontrollprogram för biota 0 1,8-3,8 0,3-0,5 Inga 5,3-11,7 Inga 5,5-12,6 91

92 92

93 8 Underlag för riskvärdering Projektets riskvärdering innebär att fatta beslut om val av den eller de åtgärder som är mest optimal sett ur teknisk, miljömässig och ekonomisk synvinkel. Ett underlag för riskvärderingen har tagits fram i detta kapitel där tekniska möjligheter med olika åtgärdsalternativ jämförs med miljökonsekvenser och kostnader. Den slutliga riskvärderingen görs av flera parter där kommunen, länsstyrelsen samt eventuellt fastighetsägare och Naturvårdsverket ingår. Underlaget för riskvärderingen redovisas i detta kapitel samt i kapitel 6 (Riskbedömning) och kapitel 7 (Åtgärdsutredning). Riskvärderingen liksom en stor del av åtgärdsutredningen fokuserar på förekomsten av dioxin i mark och sediment. Åtgärder för klorfenoler bedöms inte påverka val av åtgärd eller åtgärdskostnader. 8.1 Övergripande åtgärdsmål De övergripande åtgärdsmål som initialt har satts upp (se avsnitt 6.2) är: Området och Brosjön ska kunna användas för friluftsliv utan risk för människors hälsa. Växter och djur ska kunna etableras på platsen utan risk att påverkas av föroreningarna. Miljön i Brosjön och nedströms liggande vattendrag och sjöar ska skyddas mot påverkan till följd av föroreningar från området. 8.2 Jämförande av åtgärdsalternativ för markområdet Studerade åtgärdsalternativ för markområdet De åtgärdsalternativ som har definierats för markområdet i avsnitt 7.2 har kombinerats till tre olika åtgärder för markområdet som studeras vidare i detta kapitel. Dessa är: Alternativ 1 Övertäckning av doppningsplatsen och dess närområde Alternativ 2 Uppgrävning enligt platsspecifika riktvärden (Alternativ ) Alternativ 3 Uppgrävning enligt riktvärden för känslig markanvändning (Alternativ ) Bedömningskriterier I riskvärderingen har de olika åtgärdsalternativen utvärderats och jämförts mot varandra. Ett antal bedömningskriterier har ställts upp: Teknisk genomförbarhet Åtgärdad markförorening lämnas föroreningar kvar eller förs de bort till plats där de utgör en mindre risk alternativt destrueras de? Riskreduktion Risker under åtgärd Störningar under åtgärd Framtida restriktioner Kostnader 93

94 För vart och ett av åtgärdsalternativen har de olika bedömningskriterierna poängsatts från noll till fyra där fyra anger det bästa alternativet. Poängen har sedan summerats för respektive åtgärdsalternativ. Högsta poängsumma ger högst rankning. Denna metod innebär att de olika bedömningskriterierna har getts inbördes lika stor vikt Teknisk genomförbarhet Den övertäckningsåtgärd som genomförs inom Alternativ 1 är väl etablerad. Med undantag för nollalternativet och Alternativ 1 omfattar samtliga åtgärdsalternativ en schaktåtgärd kombinerad med deponering alternativt förbränning. Dessa metoder är väl etablerade. Alternativ 3 omfattar en djup schaktåtgärd i direkt anslutning till den slänt (med en höjdskillnad på cirka tio meter) som ligger direkt väster om doppningsplatsen. Här måste säkerställas att det inte föreligger några stabilitetsproblem i samband med schakt. Likaså innebär alternativet att betydande schaktarbeten måste göras under befintlig grundvattenyta alternativt att åtgärder genomförs för att kunna avsänka grundvattennivån. Spontning som har diskuterats i denna rapport bedöms vara möjlig, men har inte utretts i detalj. Sammantaget görs bedömningen att den tekniska genomförbarheten är god för samtliga alternativ, men att Alternativ 3 ställer en del extra krav i samband med åtgärd. 4 poäng Nollalternativet, Alternativ 1, Alternativ 2 3 poäng Alternativ Åtgärdad markförorening Nollalternativet och Alternativ 1 innebär båda att samtliga föroreningar lämnas kvar inom området. Alternativ 2 omfattar de delar av området där de största mängderna dioxin förekommer. Med detta alternativ tas drygt 60 g dioxin bort av den totala mängden dioxin inom delområde A, B och C som skattas till 61,6 g. Detta motsvarar en reduktion på drygt 97 %. Alternativ 3 innebär att i huvudsak all dioxin inom området omhändertas. Såsom alternativet är definierat kvarlämnas mindre mängder dioxin vid grustaget och vid lagringsplatsen på platån väster om doppningsplatsen. Den skattning som har gjorts visar att 99,7 % av den totala mängden dioxin inom området omhändertas. Den totala mängden dioxin inom delområde A, B och C skattas till 61,6 g. Tabell 8-1. Sammanställning över andel dioxin som omhändertas för respektive åtgärdsalternativ. Nollalternativ Alternativ 1 Alternativ 2 Alternativ 3 Andel dioxin 0 % 0 % 97,2 % 99,7 % 4 poäng Alternativ 3 3 poäng Alternativ 2 0 poäng Nollalternativet och Alternativ 1 94

95 8.2.5 Riskreduktion Hälsorisker Dioxin är den förorening som förekommer i halter över det platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdet. Nollalternativet och Alternativ 1 innebär att all dioxin kvarlämnas. För nollalternativet innebär detta att hälsoriskerna är de samma som i dagsläget även i framtiden. För Alternativ 1 innebär övertäckningen av doppningsplatsen och dess närområde att risken för direktkontakt med förorening reduceras, åtminstone för en tid framöver. Med tiden finns en risk att geomembranet degraderas och att den sand som används för övertäckningen försvinner. Därmed är den mer långsiktiga effekten av en övertäckning osäker. Inom Alternativ 2 åtgärdas huvuddelen av de områden där dioxin förekommer i halter över det platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdet (80 ng TEQ/kg TS på djupet 0-1 m, ng TEQ/kg TS på djupet 1-3,5 m och ng TEQ/kg TS på djup >3,5 m). Baserat på genomförda analyser görs bedömningen att det endast är i ett fåtal punkter inom doppningsplatsens närområde (delområde B) och inom upplagsplatserna (delområde C) där halter över hälsoriskbaserat riktvärde kvarlämnas. Det senare baseras på uppmätta halter i Kem33 (0,5-1,0 m), Kem9 (0-0,5 m) och Kem12 (0-0,3 m). Genomförda analyser av klorfenoler ger inga indikationer på att klorfenoler kvarlämnas i halter över hälsoriktvärden i Alternativ 2. I Alternativ 3 innebär att inga massor med halter över hälsoriskbaserat riktvärde kvarlämnas inom området (varken av dioxin eller av klorfenoler). Sammantaget görs bedömningen att en åtgärd enligt Alternativ 2 är tillräcklig för att området inte ska utgöra någon hälsorisk för människor som vistas inom området. 4 poäng Alternativ 3 3 poäng Alternativ 2 2 poäng Alternativ 1 0 poäng - Nollalternativet Miljörisker Dioxin och klorfenoler påvisas i halter över riktvärdet för skydd av markmiljön (250 ng TEQ/kg TS respektive 0,5 mg/kg TS på nivån 0-3,5 m och ng TEQ/kg TS respektive 5 mg/kg TS på djup >3,5 m) inom området i dagsläget. Det är främst i massor ovanför grundvattenytan inom doppningsplatsen som dioxin påvisas i halter över riktvärdet, men ställvis även inom doppningsplatsens närområde (delområde B). En åtgärd enligt Alternativ 1 innebär att markmiljöriskerna kvarstår. Alternativ 2 innebär att inga föroreningshalter över riktvärde för skydd av markmiljö kvarlämnas. Det ska dock noteras att skyddsnivån för massor under grundvattenytan har satts lägre (motsvarande ett markområde för mindre känslig markanvändning) är för massor ovanför grundvattnet (där skyddet motsvarar känslig markanvändning). Dioxinhalten i kvarlämnade massor under grundvattenytan inom doppningsplatsen överskrider markmiljöskyddet för känslig markanvändning. Det lägre skyddet för markmiljön under grundvattenytan (motsvarande MKM) anses dock försvarbart. Detta motiveras i rapportens avsnitt Vad gäller klorfenoler visar ett av de analyserade proven på djup under grundvattenytan att klorfenoler kvarlämnas i halter över riktvärde för skydd av markmiljön. 95

96 I Alternativ 3 innebär att inga massor med halter över riktvärde för skydd av markmiljö kvarlämnas inom området (varken av dioxin eller av klorfenoler). Sammantaget görs bedömningen att det krav på skydd av markmiljön som har ställts upp erhålls med en åtgärd enligt Alternativ 2. De ytterligare åtgärder som Alternativ 3 innebär har endast en mindre betydelse för markmiljön som helhet. 4 poäng Alternativ 3 3 poäng Alternativ 2 0 poäng Nollalternativet och Alternativ 1 Risker med spridning I dagsläget förekommer dioxin i halter över riktvärdet som avser skydd av grund- och ytvatten i massor ovanför grundvattenytan inom doppningsplatsen. En åtgärd i enlighet med Alternativ 1 innebär att infiltrationen genom dessa massor reduceras och därmed även spridningen av föroreningar. Den långsiktiga funktionen av övertäckningen är dock osäker, varför åtgärdens betydelse för föroreningsspridningen i framtiden är mer osäker. Även om inga halter över spridningsriktvärde kvarlämnas inom området, är den totala mängden kvarlämnad förorening av betydelse. Ur denna aspekt är Alternativ 3 (som åtgärdar drygt 99 % av skattad totalmängd dioxin inom området) att föredra fram Alternativ 2 som åtgärdar drygt 97 % av dioxinförekomsten. Sammantaget görs bedömningen att en åtgärd enligt Alternativ 2 och Alternativ 3 uppfyller åtgärdsmålet att området inte ska utgöra någon föroreningsbelastning på Brosjön. 4 poäng Alternativ 3 3 poäng Alternativ 2 2 poäng Alternativ 1 0 poäng Nollalternativet Risker under åtgärd Urschaktning av förorenade massor innebär en ökad risk för spridning av föroreningar under den tid åtgärden genomförs. Detta kan ske genom damning från torra massor, spill i samband med lastning, lossning och transport av massor, spridning med lakvatten från upplagda massor eller på grund av haltökningar i grundvattnet vid uppgrävning samt utsläpp av länshållningsvatten. Denna spridning kan minimeras genom att vidta lämpliga åtgärder som att bevattna torra massor, kontinuerligt omhändertagande av spill och rena länshållningsvatten före utsläpp. Tvätt av fordon ska ske vid utfart från området för att minimera spridning av förorenat material längs vägar. För Alternativ 1 bedöms den huvudsakliga risken under åtgärd utgöras av spridning av föroreningar med damm i samband med utläggning av täckmassor etc. Riskerna relaterade till hanteringen av de urschaktade massorna (spridning av föroreningar med damm, lakvatten) bedöms vara större ju större mängd massor som hanteras, dvs ökar från Alternativ 2 till Alternativ 3. Åtgärder som kan genomföras för att minimera dessa risker är dock väl etablerade, varför den faktiska risken bedöms vara liten. För Alternativ 3 där en djupare schakt görs under befintlig grundvattenyta finns, beroende 96

97 på mycket grundvattenytan avsänks, även en ökad risk för spridning av förorening med grundvatten. 4 poäng Nollalternativet och Alternativ 1 3 poäng Alternativ 2 2 poäng Alternativ Störningar under åtgärd Störningarna utgörs i huvudsak av buller som är förknippade med de arbeten som kommer att genomföras inom saneringsområdet men också de transporter av massor som kommer att ske till och från fastigheten. Speciellt störande kommer arbetet att vara för de närboende. Graden av störningar är förknippad med hur lång tid som åtgärden kräver, och blir därmed relaterad till mängden massor som hanteras. Med undantag för Nollalternativet, är Alternativ 1 därmed det alternativ som ger upphov till minst störningar och Alternativ 3 det som ger mest störningar. 4 poäng Nollalternativet 3 poäng Alternativ 1 2 poäng - Alternativ 2 1 poäng - Alternativ Framtida restriktioner Samtliga alternativ där förorening lämnas kvar (Alternativ 1 och Alternativ 2 samt nollalternativet) innebär att området åläggs med restriktioner avseende schaktarbeten och den framtida markanvändningen. Ju mer ambitiös en åtgärd är, desto mindre är behovet av restriktioner. Utgångspunkten för den analys som görs inom föreliggande utredning är att området används som strövområde. Annan typ av markanvändning som innebär större risker för exponering kan inte tillåtas annat än att en omfattande saneringsåtgärd motsvarande Alternativ 3 (sanering enligt generella riktvärden för känslig markanvändning) genomförs. Alternativ 1 innebär restriktioner för schaktarbeten inom doppningsplatsen och dess närområde (delområde A och B). För alternativ 2 inskränker sig restriktionen till schaktarbeten under grundvattenytan vid doppningsplatsen. Restriktionerna som krävs på grund av att en mindre mängd dioxin kvarlämnas ställvis inom upplagsplatser bedöms vara begränsade. Det behöver dock säkerställas att man inte tar massor från det aktuella området och använder dessa på annan plats. En sanering enligt Alternativ 3 med en sanering ned till generella riktvärden för känslig markanvändning innebär att inga restriktioner läggs på området. Nollalternativet kommer att kräva omfattande restriktioner eftersom en betydande mängd förorening kvarlämnas. I detta fall krävs även ett kontrollprogram för att övervaka spridningen av föroreningar under lång tid framöver. 97

98 4 poäng Alternativ 3 3 poäng Alternativ 2 2 poäng Alternativ 1 0 poäng Nollalternativet Kostnader Kostnader för de åtgärder som omfattas av de olika åtgärdsalternativen ökar med omfattningen av åtgärden enligt tabell 8-2. Nollalternativet medför i sig begränsade kostnader och har därför tilldelats fyra poäng. Det måste dock poängteras att alternativet på sikt kan riskera att medföra betydande indirekta kostnader vilket skulle kunna få till följd att andra alternativ som har belysts skulle bli mer kostnadseffektiva. Tabell 8-2. Skattade kostnader för de olika åtgärdsalternativen. Alternativ Kostnad (Mkr) Alternativ 1 0,4 1,0 Alternativ 2 3,3 7,3 Alternativ 3 13,7 25,6 4 poäng Nollalternativet 3 poäng Alternativ 1 2 poäng Alternativ 2 0 poäng Alternativ 3 98

99 Tabell 8-3. Utvärdering av åtgärdsalternativ för markområdet inom Ydrefors fd träförädling Alt Åtgärdsmoment Hälsorisker efter åtgärd Miljörisker efter åtgärd Risker med spridning efter åtgärd Risker under åtgärd Åtgärdad markförorening Teknisk genomförbarhet Störningar under åtgärd Framtida restriktioner Kostnad (MSEK) Poängsumma 0 Ingen åtgärd Hälsorisker föreligger Miljörisker föreligger Risker för spridning föreligger - All förorening lämnas kvar - - Omfattande restriktioner 0 Poäng Övertäckning av doppningsplatsen och dess närområde Reducerar risk för direktkontakt med föroreningen Risker för markmiljön kvarstår då förorening lämnas kvar. På kort sikt reducerad risk för spridning av förorening ovanför grundvattennivån. Kvarstående spridning för förorening under grundvattenytan. På lång sikt risken för spridning större då beständighet på täckning och dess infiltrationsbegränsande egenskaper osäker. Eventuell risk för damning vid utlägg av täckmassor All förorening lämnas kvar God Begränsat (transport av täckningsmaterial samt entreprenadmaskiner för utläggningen) Omfattande restriktioner (framtida schaktarbeten och ändrad markanvändning ) samt övervakning och underhåll av täckning 0,4-1,0 Poäng Uppgrävning enligt platsspecifika riktvärden Hälsorisker reduceras kraftigt Risker för markmiljön reduceras kraftigt Reducerad risk för spridning av förorening ovanför grundvattenytan. Kvarstående spridning för förorening under grundvattenytan vid doppningsplatsen. Risker relaterade till hanteringen av de urschaktade massorna (spridning av föroreningar med damm,spill, lakvatten) Drygt 97 % av den totala föroreningsmängden tas bort God Ja (transport av massor till och från området, maskiner för uppgrävning). Ja (framtida schaktarbeten och ändrad markanvändning ) 3,3-7,3 Poäng Uppgrävning enligt riktvärden för känslig markanvändning Hälsorisker elimineras Risker för markmiljön elimineras Risker för spridning elimineras Risker relaterade till hanteringen av de urschaktade massorna (spridning av föroreningar med damm,spill, lakvatten). Risk för ökad spridning med grundvattnet vid schaktning under grundvattenytan Drygt 99 % den totala föroreningsmängden tas bort Relativt god, ev problem med djupt schakt Ja (transport av massor till och från området, maskiner för uppgrävning). Större än i alternativ 2 då en större mängd massor hanteras. Nej 13,7-25,6 Poäng

100 100

101 8.3 Jämförande av åtgärdsalternativ för Brosjöns sediment Studerade åtgärdsalternativ för Brosjöns sediment För sedimenten i Brosjön förs de fem alternativen som definierades i avsnitt 7.3 vidare i detta kapitel. Utöver nollalternativet är dessa: Alternativ 1 Övertäckning av yta på m 2 Alternativ 2 Grävmuddring långsiktiga hälsorisker, 250 m 2 Alternativ 3.1 Grävmuddring långsiktiga hälsorisker och miljörisker, m 2 Alternativ 3.2 Sugmuddring långsiktiga hälsorisker och miljörisker, m Bedömningskriterier Bedömningskriterierna för en åtgärd av sedimenten i Brosjön är de samma som för markområdet, se avsnitt Teknisk genomförbarhet Den övertäckningsåtgärd som genomförs inom Alternativ 1 är väl etablerad. Med undantag för nollalternativet och Alternativ 1 omfattar samtliga åtgärdsalternativ en muddringsåtgärd kombinerad med omhändertagande. Dessa metoder är väl etablerade. Sammantaget görs bedömningen att den tekniska genomförbarheten är god för samtliga alternativ. 4 poäng Nollalternativet, Alternativ 1, Alternativ 2, Alternativ 3.1 och Alternativ Åtgärdad sedimentförorening Nollalternativet och Alternativ 1 innebär båda att samtliga föroreningar lämnas kvar inom området. Alternativ 2 omfattar de delar av området där dioxin förekommer i halter över det platsspecifika hälsobaserade riktvärdet för sediment. Med detta alternativ tas drygt 0,01 g dioxin bort av den totala mängden dioxin inom sedimenten som skattas till drygt 0,3 g. Detta motsvarar en reduktion på drygt 33 %. Alternativ 3.1 och 3.2 innebär att även området där dioxin förekommer i halter över det platsspecifika miljöbaserade riktvärdet för sediment överskrids. För dessa alternativ skattas omhändertagen dioxinmängd uppgå till drygt 0,3 g eller 100 % av den totala dioxinmängden 1. Sammantaget görs bedömningen att Alternativ 3.1 och Alternativ 3.2 får högsta betyg då all förorening omhändertas. Alternativ 2 får 3 poäng. Att detta alternativ bara får en poäng lägre betyg än Alternativ 3.1 och Alternativ 3.2 även om bara en tredjedel av den totala föroreningsmängden åtgärdas, motiveras med att sedimenten med de allra högsta halterna, de som utgör en hälsorisk, åtgärdas. De båda alternativ som kvarlämnar all förorening tilldelas 0 poäng. 1 Andel som tas bort baseras på skattad föroreningsmängd i undersökta sediment. Utbredningen, gäller främst området öster om undersökningsområdet, är ej avgränsad 101

102 Tabell 8-4. Sammanställning över andel koppar och dioxin som omhändertas för respektive åtgärdsalternativ. Nollalternativ Alternativ 1 Alternativ 2 Alternativ 3 Andel dioxin 0 % 0 % 33 % 100 % 4 poäng Alternativ 3.1 och Alternativ poäng Alternativ 2 0 poäng Nollalternativet och Alternativ Riskreduktion Hälsorisker Nollalternativet och Alternativ 1 innebär att all dioxin kvarlämnas. För nollalternativet innebär detta att hälsoriskerna är de samma som i dagsläget även i framtiden. För Alternativ 1 innebär övertäckningen att hälsoriskerna som föreligger vid kontakt med sediment reduceas, åtminstone för en tid framöver. Med tiden finns en risk att övertäckningen försvinner. Därmed är den mer långsiktiga effekten av en övertäckning osäker. Inom Alternativ 2, Alternativ 3.1 och Alternativ 3.2 åtgärdas det område där dioxin förekommer i halter över det platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdet (600 ng TEQ/kg TS). Sammantaget görs bedömningen att en åtgärd enligt Alternativ 2 är tillräcklig för att området inte ska utgöra någon hälsorisk för människor som vistas inom området. 4 poäng Alternativ 2, Alternativ 3.1 och Alternativ poäng Alternativ 1 0 poäng Nollalternativet Miljörisker Dioxin påvisas i halter över riktvärdet för skydd av sedimentmiljön (22 ng TEQ/kg TS) inom en stor del av undersökningsområdet. Nollalternativet liksom en åtgärd enligt Alternativ 1 eller Alternativ 2 innebär att miljöriskerna i sedimenten kvarstår. I Alternativ 2 reduceras dock riskerna inom en begränsad del initial, men det finns en risk för återkontaminering inom det område som saneras med tiden. I Alternativ 3.1 och Alternativ 3.2 innebär att inga massor med halter över riktvärde för skydd av markmiljö kvarlämnas inom området. En osäkerhet föreligger vad gäller omfattningen på åtgärden då utbredningen av dioxin inte är avgränsad. Sammantaget görs bedömningen att det krav på skydd av markmiljön som har ställts upp erhålls med en åtgärd både enligt Alternativ 3.1 eller Alternativ poäng Alternativ 3.1 och Alternativ poäng Alternativ 2 0 poäng Nollalternativet och Alternativ 1 102

103 Risker med spridning Det är rimligt att befara att dioxin som förekommer i sedimenten i dagsläget sprids inom sjön och till nedströms liggande vattendrag. Undersökningar av fisk och kräftor från Brosjön har visat på förekomst av dioxin i dessa. En övertäckning enligt Alternativ 1 förväntas förhindra sedimentpartiklar virvlas upp och transporteras vidare i sjön, åtminstone så länge övertäckningen är intakt. Diffusion av förorening från sedimenten till vattenmassan kommer dock kvarstå. En åtgärd enligt Alternativ 3.1 eller Alternativ 3.2 kommer att medföra en omfattande reduktion av spridningen av dioxin. Omhändertagande av de mest förorenade sedimenten, Alternativ 2, innebär att ungefär en tredjedel av dioxinförekomsten i sedimenten avlägsnas. Den totala sedimentvolymen som åtgärdas är dock begränsad, enstaka procent. Det är inte klarlagt inom föreliggande vad som skulle kunna vara den primära källan till spridningen av dioxin inom Brosjöns ekosystem, om det är de mest högförorenade sedimenten som upptar en begränsad yta eller om det är den mer utbredda förekomsten av lågförorenade sediment. En bedöms dock vara rimligt att förvänta sig en sanering enligt Alternativ 2 kommer att ha en effekt på sedimentmiljön. 4 poäng Alternativ 3.1 och Alternativ poäng Alternativ 2 1 poäng Alternativ 1 0 poäng Nollalternativet Risker under åtgärd Muddring av förorenade sediment innebär en ökad risk för spridning av föroreningar under den tid åtgärden genomförs. Spridningen sker med partiklar som virvlas upp. Denna spridning kan minimeras genom att vidta lämpliga åtgärder, såsom att lägga ut vertikala tätskärmar i sjön som förhindrar att partiklar sprids utanför åtgärdsområdet. Samma risk föreligger även vid utläggning av täckmassor etc. Hur stor spridningsrisken är beror på hur täckåtgärden utformas. Riskerna relaterade till hanteringen av muddermassor bedöms vara större ju större mängd massor som hanteras. Risken bedöms vara minst för Alternativ 2 där en mindre yta saneras och störst för Alternativ 3.1/Alternativ 3.2 där en betydligt större volym sediment omhändertas. Risken bedöms vara mindre vid en övertäckningsåtgärd (Alternativ 1) än för Alternativ 3.1/Alternativ 3.2 även om ytan som åtgärdas är den samma. Risker under åtgärd omfattar även de risker som föreligger vid hantering av de muddrade massorna. Detta kan ske genom spill i samband med lastning, lossning och transport av massor, spridning med lakvatten från upplagda massor. Denna spridning kan minimeras genom att vidta lämpliga åtgärder som att kontinuerligt omhändertagande av spill och rena länshållningsvatten före utsläpp. Tvätt av fordon ska ske vid utfart från området för att minimera spridning av förorenat material längs vägar. 4 poäng Nollalternativet 3 poäng Alternativ 2 2 poäng Alternativ 1 1 poäng Alternativ 3.1 och Alternativ

104 8.3.7 Störningar under åtgärd Störningarna utgörs i huvudsak av buller som är förknippade med de arbeten som kommer att genomföras inom saneringsområdet men också de transporter av massor som kommer att ske till och från fastigheten. Speciellt störande kommer arbetet att vara för de närboende. Graden av störningar är förknippad med hur lång tid som åtgärden kräver, och blir därmed relaterad till mängden massor som hanteras. Med undantag för Nollalternativet, är Alternativ 2 därmed det alternativ som ger upphov till minst störningar och Alternativ 3.1/Alternativ 3.2 det som ger mest störningar. 4 poäng Nollalternativet 3 poäng Alternativ 2 2 poäng Alternativ 1 1 poäng Alternativ 3.1 och Alternativ Framtida restriktioner och kontrollbehov Nollalternativet och Alternativ 1 innebär kvarlämnande av höga halter av dioxin i strandnära sediment vilket medför att restriktioner kan behöva ställas på användning av området som friluftsområde. Exempelvis bör anläggningar som lockar till bad eller andra aktiviteter i vatten undvikas. Kvarlämnande av föroreningar föranleder också ett behov av att kontrollera tillståndet för biota som lever i sjön. Detta omfattar rimligtvis återkommande provfiske och analys av fisk och kräftor för att säkerställa att halterna av dioxin inte ökar. Detta gäller för nollalternativet, Alternativ 1 och Alternativ 2. Alternativ 1 ställer krav på kontroll och eventuellt underhållsarbete av täckning. Vidare ställs restriktioner för aktiviteter som kan skada täckningen (ankring, pålning och dylikt). 4 poäng Alternativ 3.1 och Alternativ poäng Alternativ 2 2 poäng Nollalternativ 1 poäng Alternativ 1 104

105 8.3.9 Kostnader Kostnader för de åtgärder som omfattas av de olika åtgärdsalternativen ökar med omfattningen av åtgärden enligt tabell 8-5. Nollalternativet medför i sig begränsade kostnader och har därför tilldelats fyra poäng. Det måste dock poängteras att alternativet på sikt kan riskera att medföra betydande indirekta kostnader vilket kan skulle kunna få till följd att andra alternativ som har belysts skulle bli mer kostnadseffektiva. Tabell 8-5. Skattade kostnader för de olika åtgärdsalternativen. Alternativ Kostnad (Mkr) Alternativ 1 1,8 3,8 Alternativ 2 0,3 0,5 Alternativ 3.1 5,3 11,7 Alternativ 3.2 5,5 12,6 4 poäng Nollalternativet 3 poäng Alternativ 2 2 poäng Alternativ 1 0 poäng Alternativ 3.1 och Alternativ

106 106

107 Tabell 8-6. Utvärdering av åtgärdsalternativ för Brosjöns sediment. Alt Åtgärdsmoment Hälsorisker efter åtgärd Miljörisker efter åtgärd Risker med spridning efter åtgärd Risker under åtgärd Teknisk genomförbarhet Störningar under åtgärd Framtida restriktioner och kontrollbehov Kostnad (MSEK) Åtgärdad sedimentförorening Poängsumma 0 Ingen åtgärd Hälsorisker föreligger Miljörisker föreligger Risker för spridning föreligger - All förorening lämnas kvar - - Markanvändning Kontrollprogram för biota 0 Poäng Övertäckning av Reducerar risk för m 2 direktkontakt med föroreningen. Den mer långsiktiga betydelsen av åtgärden är mer osäker. Risker för sedimentmiljön kvarstår då all förorening lämnas kvar. På kort sikt reducerad risk för spridning av förorening På lång sikt är risken för spridning större då beständighet på täckning är osäker. Eventuell risk för resuspension av sediment vid utlägg av täckmassor All förorening lämnas kvar God Ja (transport av täckningsmaterial samt entreprenadmaskiner för utläggningen) Markanvändning Kontrollprogram för biota Kontroll av täckning 1,8-3,8 Poäng Grävmuddring långsiktiga hälsorisker Hälsorisker elimineras Risker för sedimentmiljön kvarstår då huvuddelen av förorening lämnas kvar Risker för spridning reduceras Risker vid muddring samt relaterade till hanteringen av de muddrade massorna (spridning av föroreningar från spill, lakvatten) 33% av den totala föroreningsmängden tas bort 1) God Begränsade (transport av massor till området, maskiner för muddring). Kontrollprogram för biota 0,3-0,5 Poäng Grävmuddring långsiktiga hälsorisker och miljörisker Hälsorisker elimineras Risker för sedimentmiljön elimineras Risker för spridning elimineras Risker vid muddring samt relaterade till hanteringen av de muddrade massorna (spridning av föroreningar från spill, lakvatten) All förorening tas bort 1) God Ja (transport av massor till området, maskiner för muddring). Större än i alternativ 1 och alternativ 2 då en större mängd massor hanteras. Inga 5,3-11,7 Poäng Sugmuddring långsiktiga hälsorisker och miljörisker Hälsorisker elimineras Risker för sedimentmiljön elimineras Risker för spridning elimineras Risker vid muddring samt relaterade till hanteringen av de muddrade massorna (spridning av föroreningar från spill, lakvatten) All förorening tas bort 1) God Ja (transport av massor till området, maskiner för muddring). Större än i alternativ 1 och alternativ 2 då en större mängd massor hanteras. Inga 5,5-12, ) Andel som tas bort baseras på skattad föroreningsmängd i undersökta sediment. Utbredningen, gäller främst området öster om undersökningsområdet, är ej avgränsad. 107

108 108

109 8.4 Förordat åtgärdsalternativ I detta avsnitt redovisas det åtgärdsalternativ som Länsstyrelsen i Östergötland och Ydre kommun har enats om avseende markområdet samt sedimenten i Brosjön. Avsnittet är skrivet av Sara Jonsson van der Heijden på Länsstyrelsen. Inför riskvärderingen har Länsstyrelsen tagit in synpunkter från Kinda kommun och Vimmerby kommun, Länsstyrelsen i Kalmar län, närboende samt Ydrefors samhällsförening Förordat åtgärdsalternativ för markområdet Länsstyrelsen i Östergötland och Ydre kommun förordar alternativ 2.1, urgrävning av förorenade massor enligt platsspecifika riktvärden ovanför grundvattenytan (ned till 3,5 meter) inom doppningsplatsen inklusive omhändertagandet av massorna. Detta alternativ utförs i kombination med alternativ 2.2, urgrävning av förorenade massor enligt platsspecifika riktvärden inom närområde till doppningsområdet (område B) inklusive omhändertagande av massorna. Motivering Vid den slutliga bedömningen har Länsstyrelsen och Ydre kommun valt mellan alternativ 2 (kombination av 2.1 och 2.2) och alternativ 3 (kombination av 3.1 och 3.2). De övriga alternativen (Nollalternativet och alternativ 1) uppfyller inte de övergripande åtgärdsmålen och är därför inte aktuella för en åtgärd vid Ydrefors Träförädling. Bedömningen baseras på analysen av bedömningskriterierna för riskvärdering av markområdet samt i vilken grad de övergripande åtgärdsmålen är uppfyllda. Vid bedömningen har synpunkter som kommit in under remissförfarandet vägts in. Synpunkterna som har framförts har främst gällt en önskan om en åtgärd enligt alternativ 3. Den tekniska genomförbarheten är god för både alternativ 2 och 3. Alternativ 2 är att föredra eftersom alternativ 3 ställer extra krav i samband med åtgärd som t.ex. avsänkning av grundvattennivån eller spontning. När det gäller hälsorisker så innebär alternativ 2 att dessa reduceras kraftigt medan de elimineras vid alternativ 3. Alternativ 3 är att föredra men en åtgärd enligt alternativ 2 är tillräcklig för att området inte ska utgöra någon hälsorisk för människor som vistas inom området samt för att de övergripande åtgärdsmålen ska uppnås. Vad gäller risker för miljön så innebär alternativ 2 att inga föroreningshalter över riktvärde för skydd av markmiljö kvarlämnas. Det krav på skydd av markmiljön som har ställts upp erhålls både med en åtgärd enligt alternativ 2 och alternativ 3. De ytterligare åtgärder som alternativ 3 innebär har endast en mindre betydelse för markmiljön som helhet. För spridningsrisken är den totala mängden kvarlämnad förorening av betydelse. Ur denna aspekt är alternativ 3, som åtgärdar drygt 99 % av skattad totalmängd dioxin inom området, att föredra framför alternativ 2 som åtgärdar drygt 97 % av dioxinförekomsten. Men både en åtgärd enligt alternativ 2 och alternativ 3 uppfyller åtgärdsmålet att området inte ska utgöra någon föroreningsbelastning på Brosjön. Riskerna vid åtgärd är bl.a. relaterade till hanteringen av de urschaktade massorna såsom spridning av föroreningar med damm, lakvatten. Dessa bedöms vara större ju större mängd massor som hanteras, dvs ökar från alternativ 2 till alternativ 3, men den 109

110 faktiska risken bedöms vara liten. Däremot görs vid alternativ 3 en djupare schakt under befintlig grundvattenyta. Här finns, beroende på hur mycket grundvattenytan avsänks, en ökad risk för spridning av förorening med grundvatten. Av dessa skäl är alternativ 2 att föredra i detta avseende. Störningarna vid åtgärd utgörs i huvudsak av buller som är förknippade med de arbeten som kommer att genomföras inom saneringsområdet samt av de transporter av massor som kommer att ske till och från fastigheten. Dessa ökar med mängden massor som omhändertas. Därför blir alternativ 2 det som ger minst störningar jämfört med alternativ 3. Dock bör man tänka på att störningar endast äger rum under en begränsad tidsperiod. Alternativ 3 innebär inte några restriktioner på området efter genomförd åtgärd. Vid alternativ 2 åläggs området med restriktioner för schaktarbeten under grundvattenytan vid doppningsplatsen och för ändrad markanvändning (tex inga bostäder). Detta påverkar dock inte uppfyllelsen av de övergripande åtgärdsmålen eftersom området är och planeras förbli ett fritids/strövområde där schaktarbeten inte förväntas ske efter avslutad åtgärd. Kostnaden för alternativ 2 och 3 skiljer sig markant. Den skattning som har gjorts visar att den totala mängden dioxin som omhändertas vid alternativ 3 och är 99,7 %. Kostnaden för alternativ 3 beräknas ligga mellan 12,7-25,4 miljoner kronor. Den totala mängden dioxin som omhändertas vid alternativ 2 är 97 %. Kostnaden för alternativ 2 beräknas ligga mellan 2,8-6,4 miljoner kronor. För alternativ 2 planeras åtgärden kunna utföras under hösten För åtgärdsalternativ 3 är det först nödvändigt att invänta tillstånd för vattenverksamhet eftersom det sker schaktverksamheter under grundvattennivå och sådan verksamhet är prövningspliktig. En vattendom skulle kunna försena åtgärden upp till ett år. Fördelarna med alternativ 3 är bl.a. att en större andel föroreningar tas bort och att inga risker för miljön och hälsa kvarlämnas. En sanering enligt alternativ 3 ställer extra krav i samband med åtgärd som t.ex. avsänkning av grundvattennivån eller spontning. Dessutom innebär alternativ 3 extra transporter p.g.a. den större mängden utgrävda massor. Kostnaderna för alternativ 3 ligger avsevärt högre än för alternativ 2. Omräknat blir kostnaden för omhändertagande per gram dioxin för alternativ 2 ca kr/gram dioxin. För alternativ 3 ligger kostnaden på ca kr/gram dioxin. Sammantaget bedömer Länsstyrelsen och Ydre kommun att en åtgärd enligt alternativ 3 inte är rimligt sett till de tekniska aspekterna, tidsaspekten och den ökade kostnaden relaterat till den marginella mängd extra förorening som omhändertas. En åtgärd enligt alternativ 2 uppfyller de övergripande åtgärdsmålen. Här har Länsstyrelsen och Ydre kommun tagit fasta på att invånare och besökare i Ydrefors t.ex. ska kunna vistas, tälta, ströva och gå ut med hunden inom det gamla sågverksområdet utan att behöva oroa sig att komma i kontakt med föroreningar. Alternativ 2 tillgodoser även ett långsiktigt skydd av markmiljön och ett långsiktigt skydd mot spridning via grundvattnet nedströms då den primära föroreningskällan tas bort. Åtgärden förväntas äga rum enligt tidsplanen, d.v.s. hösten Sett till kostnaderna är alternativ 2 det mest kostnadseffektiva alternativet vad gäller riskreducering och andelen borttagen förorening inom området. Sammantaget anser Länsstyrelsen och Ydre kommun anser att en åtgärd enligt alternativ 2 är det sammanvägt bästa alternativet för markområdet inom Ydrefors träförädling. 110

111 8.4.2 Förordat åtgärdsalternativ för sedimenten i Brosjön. Länsstyrelsen i Östergötland och Ydre kommun förordar inom fas 1: Grävmuddring inom den mest förorenade delen av Brosjön (område markerat med rött i figur 6-6) där hälsoriktvärdet överskrids enligt alternativ 2. För fas 2: Fortsatt undersökning av sjön där avgränsning sker av föroreningssituationen inom den södra delen av Brosjön (område markerat med gult i figur 6-6) samt vidare utvärdering för en möjlig sanering. Motivering Vid den slutliga bedömningen har Länsstyrelsen och Ydre kommun valt mellan alternativ 2 och alternativ 3.1 och 3.2. De övriga alternativen (Nollalternativet och alternativ 1) uppfyller inte de övergripande åtgärdsmålen och är därför inte aktuella som åtgärd för sedimenten vid Ydrefors Träförädling. Den tekniska genomförbarheten är god för samtliga alternativ. Andelen dioxin som åtgärdas är störst vid alternativ 3.1 eller alternativ 3.2, vilka medför en omfattande reduktion av spridningen av dioxin. Alternativ 2 innebär att de mest förorenade sedimenten omhändertas, vilket innebär att ungefär en tredjedel av dioxinförekomsten i sedimenten avlägsnas. Vad gäller hälsoriskerna så åtgärdas det område där dioxin förekommer i halter över det platsspecifika hälsoriskbaserade riktvärdet (600 ng TEQ/kg TS) vid såväl alternativ 2, alternativ 3.1 och alternativ 3.2. En åtgärd enligt alternativ 2 är tillräcklig för att området inte ska utgöra någon hälsorisk för människor som vistas inom området. Gällande miljöriskerna så innebär alternativ 2 att miljöriskerna i sedimenten kvarstår, men att de inom en begränsad del initialt reduceras. Det finns en risk för återkontaminering med tiden inom detta område. Alternativ 3.1 och alternativ 3.2 innebär att inga massor med halter över riktvärde för skydd av markmiljö kvarlämnas inom området. Alternativ 3.1 eller alternativ 3.2 är att föredra då åtgärdsmålet att miljön i Brosjön och nedströms liggande vattendrag och sjöar ska skyddas mot påverkan till följd av föroreningar från området erhålls med dessa alternativ. Dock bör utbredningen av dioxinföroreningen först avgränsas vid alternativ 3.1 och 3.2. Riskerna vid åtgärd relaterade till hanteringen av muddermassor bedöms vara större ju större mängd massor som hanteras. Risken bedöms vara mindre för alternativ 2, där en mindre yta saneras, jämfört med alternativ 3.1/alternativ 3.2 där en betydligt större volym sediment omhändertas. Graden av störningar vid åtgärd är förknippad med hur lång tid som åtgärden kräver, och blir därmed relaterad till mängden massor som hanteras. Alternativ 2 är därmed det alternativ som ger upphov till minst störningar jämfört med alternativ 3.1/alternativ 3.2. Kvarlämnande av föroreningar föranleder också ett behov av att kontrollera tillståndet för biota som lever i sjön. Detta gäller för alternativ 2. Skillnaden i kostnad för de olika åtgärdsalternativen är stor. Alternativ 2 beräknas till 0,3 0,5 milj kr och alternativ 3.1 och 3.2 beräknas kosta mellan 5,3 12,6 milj kr. Baserat på ovanstående har Länsstyrelsen och Ydre kommun har valt att dela in åtgärden för sedimenten i Brosjön i två faser. Första fasen omfattar alternativ 2, grävmuddring inom den mest förorenade delen av Brosjön (område markerat med rött i figur 6-6) där de hälsobaserade riktvärdet överskrids. Fas två består utav en fortsatt avgränsning av föroreningssituationen i Brosjön (gula området i figur 6-6) och en vidare utvärdering för en möjlig sanering av resten av sjön. 111

112 Anledningen till att Länssyrelsen och Ydre kommun har valt att dela in åtgärden för sjön i två faser är vi snabbt vill få bort de mest förorenade delarna av sedimenten och därmed hälsoriskerna i sedimenten. Detta område är dessutom enkelt att åtgärda för en mycket begränsad kostnad då detta kan ske samtidigt som åtgärden för markområdet genomförs. Länsstyrelsen och Ydre kommun anser det samtidigt angeläget att gå vidare med en utredning av föroreningssituationen inom den södra delen av Brosjön och nedströms liggande vattensystem för att uppnå det övergripande åtgärdsmålet miljön i Brosjön och nedströms liggande vattendrag och sjöar ska skyddas mot påverkan till följd av föroreningar från området. Detta åtgärdsmål uppnås inte med alternativ 2. Med fas två vill Länsstyrelsen och Ydre kommun få en bättre bild av av föroreningssituationen i Brosjön och den eventuella (framtida) spridningen nedströms. Att redan nu gå vidare med de mer långtgående alternativen 3.1 eller 3.2, gräv/sugmuddring av det gula området, skulle troligen innebära att en åtgärd skulle få skjutas på obestämd framtid. För både alternativ 3.1 och 3.2 är först är en avgränsning av utbredningen av dioxiner i den södra delen av sjön nödvändig. Muddring betraktas dessutom som vattenverksamhet och är prövningspliktigt vilket kan skjuta åtgärden ytterligare på framtiden. En kombinerad åtgärd av hela mark och sjöområdet skulle alltså försena hela åtgärden, även den för markområdet. För den begränsade muddringsåtgärd som alternativ 2 innebär krävs endast en anmälan för vilken handläggningstiden normalt är maximalt åtta veckor. Sammantaget vill Länsstyrelsen och Ydre kommun säkerställa att en åtgärd blir verklighet så snart som möjligt samt att hälsoriskerna inom det röda området snabbt avlägsnas. Därför anser vi att en åtgärd i två faser är den bästa lösningen. Upplägget har diskuterats med Örjan Magnussson på Naturvårdverket och han instämmer i vårt resonemang 8.5 Förslag till kompletterande undersökningar Strandkanten i anslutning till den mest förorenade delen av Brosjöns sediment Avgränsning av föroreningar i den södra delen av Brosjön (benämnd fas 2 i avnsitt 8.4.2) 8.6 Slutliga övergripande åtgärdsmål De övergripande åtgärdsmål som initialt sattes upp föreslås ligga fast och utgöra basen för formulering av de mätbara åtgärdsmålen. Följande tillägg till de övergripande åtgärdsmålen har gjorts: Resthalter av föroreningar inom de delområden som åtgärdas enligt förordat åtgärdsalternativ ska inte överstiga de mätbara åtgärdsmålen, se avsnitt 8.7. Åtgärder som vidtas inom området inklusive transporter till och från fastigheten får inte leda till oacceptabel exponering för föroreningar (exempelvis vid dammspridning) för omkringboende eller personal i samband med entreprenadarbetet. Uppgrävda förorenade jordmassor och sediment ska klassas och omhändertas på det sätt som föreskrivs enligt förordat åtgärdsalternativ. Återställning av ursprungliga marknivåer ska ske med rena ersättningsmassor av lämpligt jordmaterial. 112

113 8.7 Förslag till mätbara åtgärdsmål För att styra och utvärdera efterbehandlingsprojekt ska tydliga åtgärdsmål sättas upp vilka senare översätts till åtgärdskrav som ska gälla för entreprenaden. Av de mätbara åtgärdsmålen kan till exempel framgå: Mål för riskreduktion på objektet, vilka exponeringssituationer som ska försvinna, hur mycket källtermen ska reduceras, vilka resthalter, restmängder och emissioner som ska uppnås efter avslutade åtgärder Mål som ska gälla för risker för annan miljöpåverkan under genomförandet, på andra platser som berörs, vid transporter, behandling, slutligt omhändertagande mm. Mål för påverkan på allmänna och enskilda intressen Om de mätbara åtgärdsmålen innebär ingen eller bara en liten ändring av inriktningen kan de övergripande åtgärdsmålen ligga kvar. Om större ändringar av inriktningen görs behöver de revideras. Utöver dessa mål fastläggs också ekonomiska och tidsmässiga mål. Mätbara åtgärdsmål har föreslagits för sanering av markområdet i enlighet med förordat åtgärdsalternativ. Dessa utgår från haltgränser i kvarlämnade massor. Några mätbara åtgärdsmål angående krav på reduktionen av spridningen till Brosjön har inte satts upp då det är svårt att verifiera ett sådant mål. Det kan dock konstateras av en sanering av markområdet enligt förordat alternativ innebär att uppskattningsvis drygt 97 % av dioxinet i marken omhändertas. Detta bedöms reducera spridningen av dioxin till grundvatten och Brosjön i ungefär motsvarande grad. Även för sedimenten i Brosjön har de mätbara åtgärdsmålen formulerats i termer av haltgräns i kvarlämnande sediment. Befintligt underlag saknas för att sätta kvantitativa mål för reduktion av spridning och miljöpåverkan Markområdet För markområdet inom fastigheten Hällefors 1:40 utgörs haltgränser för sanering, dvs mätbara åtgärdsmål, av platsspecifika riktvärden, se tabell 8-7 nedan. Utgångspunkt för de mätbara åtgärdsmålen är att föroreningarna inte ska orsaka några negativa effekter på människor och natur vid en i huvudsak oförändrad markanvändning jämfört med idag (strövområde, inget dricksvattenuttag inom fastigheten Hällefors 1:40, skydd av markmiljön, skydd av ytvatten). Tabell 8-7. Ämne Mätbara åtgärdsmål i form av haltgränser för sanering av markområdet enligt förordat åtgärdsalternativ (dioxiner - ng TEQ/kg TS, klorfenoler - mg/kg TS) Mätbart åtgärdsmål 0-1 m 1-3,5 m > 3,5 m Dioxiner Monoklorfenoler 0,5 0,5 5 Diklorfenoler 0,5 0,5 5 Triklorfenoler 0,5 0,5 5 Tetraklorfenoler 0,5 0,5 5 Pentaklorfenol 0,5 0,

114 Det förordade åtgärdsalternativet utgår från att massor där halten dioxin och/eller klorfenoler överskrider de mätbara åtgärdsmålen schaktas ur och transporteras till en extern mottagningsanläggning. De områden som omfattas av åtgärden är doppningsplatsen (område A i figur 8-1) samt dess närområde (område B). Inom doppningsplatsen omfattar åtgärden massor ned till 3,5 meters djup (i nivå med grundvattenytan) och närområdet ned till 0,5 meters djup. Att mätbara åtgärdsmål uppnåtts kontrolleras genom verifierande provtagning och analys av schaktbotten och schaktväggar i samband med åtgärd. Vid behov sker kompletterande urschaktning till dess åtgärdsmålen uppnåtts Sediment i Brosjön För sedimenten i Brosjön utgörs det mätbara åtgärdsmålet av platsspecifikt hälsobaserat riktvärde för dioxiner i sediment, 600 ng TEQ/kg TS. Åtgärden omfattar uppskattningsvis en yta på cirka 250 m 2 (se figur 8-1) och ett saneringsdjup på 0,1 m. Även i detta fall verifieras att mätbara åtgärdsmål uppnås genom provtagning och analys frilagda sediment. Vid behov sker kompletterande urschaktning till dess åtgärdsmålen uppnåtts. Figur 8-1. Saneringsområde för förordat åtgärdsalternativ för markområde (markerat i grått) respektive Brosjöns sediment (markerat i rött). 114