Översiktlig miljöteknisk markundersökning vid f.d. Lindquist Verkstäder

Transkript

1 Motala Översiktlig miljöteknisk markundersökning vid f.d. Lindquist Verkstäder Datum: Diarienr: Uppdragsnr: Uppdragsansvarig: Karin Axelström Handläggare: Karin Axelström, Peter Starzec, Lennart Larsson Granskare: Ola Wik Uppdragsgivare Länsstyrelsen i Östergötland Statens geotekniska institut LINKÖPING Telefon: Telefax:

2 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 Sammanfattning Bakgrund Uppdrag och syfte Fastighetsuppgifter och områdesbeskrivning Utförda undersökningar Misstänkta föroreningar Strategi Fältundersökningar MIP-sondering Grundvattenprovtagning Jordprovtagning Laboratorieanalyser Jord Grundvatten Riktvärden Resultat Geologi Fältanalyser Laboratorieanalyser Brunnar nedströms fastigheten Utvärdering Föroreningsbild Riskbedömning Volymberäkning Sammanfattning Åtgärdsbehov Rekommendationer Referenser Bilagor Bilaga 1 Situationsplaner Bilaga 2 Klassificering av fältprover Bilaga 3 MIP-sonderingar Bilaga 4 XRF-mätningar Bilaga 5 Analysprotokoll 2 (29)

3 Länsstyrelsen i Östergötland Motala Översiktlig miljöteknisk markundersökning vid f.d. Lindquist Verkstäder 1 SAMMANFATTNING På uppdrag av Länsstyrelsen i Östergötland har Statens geotekniska institut genomfört en översiktlig miljöteknisk markundersökning vid f.d. Lindquist Verkstäder i Motala. Misstänkta föroreningar har främst varit trikloretylen metaller och petroleumprodukter som härrört från den tidigare ytbehandlingsindustri som funnits på fastigheten. Undersökningen har genomförts dels genom direktmätningar i fält då en sond pressats ner i marken (MIP-sondering) samt genom laboratorieanalys och fältmätning av upptagna jordprover och grundvatten. Totalt 12 punkter undersöktes genom MIP-sondering, 26 jordkärnor togs upp för fältmätningar varav 12 jordprover skickades för laboratorieanalys. Dessutom analyserades 7 grundvattenprover. Resultaten visar att metallhalterna i jorden är låga. MIP-sondens resultat indikerar att höga halter klorerade lösningsmedel finns i mark och grundvatten. I laboratorieanalyserade prover påträffades klorerade lösningsmedel i höga halter, dels på industrifastigheten och dels på den deponi som ligger invid Vättern. SGI rekommenderar att båda områdena undersöks vidare. Dels bör områdena avgränsas och föroreningsplymernas innehåll undersökas vidare. Därtill bör en hydrogeologisk kartläggning göras för att klargöra föroreningsflödet ut i Vättern. En gammal spillvattenledning, numera ur drift, samt en befintlig dagvattenledning passerar genom deponin och ut i Vättern. Dessa ledningars påverkan på föroreningsspridning och föroreningsförekomst bör också klarläggas. Provtagning i brunnarna nedströms industrifastigheten bör göras. Industribyggnaderna bör också kontrolleras så att inte föroreningskällor inom byggnaderna finns kvar i form av läckande cisterner, ledningar mm. I syfte att förbereda områdena för lämplig efterbehandlingsåtgärd bör en bredare geokemisk analys av de förorenade områdena göras i syfte att undersöka spridnings- och nedbrytningsförutsättningarna. Samtidigt bör en fördjupad riskbedömning göras, inte minst för att ta fram platsspecifika riktvärden för grundvatten som är relevanta för området. 2 BAKGRUND Den f d verkstads- och ytbehandlingsindustrin Lindquists Verkstäder bedrev under många år sin verksamhet på fastigheten laxen 13 som ligger i Motala i Motala kommun, se figur 1. Fastighetens yta är ca 2,5 ha och är och har varit bebyggd till stora delar. Vissa av byggnaderna är gamla, från talet (oklart), och vissa byggnader är nyare (70-tal). Det har under årens lopp både byggts ut och rivits allteftersom verksamheten har ändrats. Idag är i stort sätt hela fastigheten asfalterad, men förr utgjordes markytan av grus med körvägar av betongplattor. Betongplattorna sägs ligga kvar under asfalten. Platsen ligger på detaljplanerad industrimark men gränsar till bostadsbebyggelse. Alla bostäder i närheten har kommunalt vatten, men det finns några enstaka brunnar tillhörande gamla torp kvar mellan Laxen 13 och Vättern. 3 (29)

4 F d deponi / utfyllnad Fd spillvatten-avlopp Fabriksgatan Laxen 8 Figur 1: Översiktskarta som redovisar läget för den aktuella fastigheten och dess närmaste omgivning. Den blå markeringen omfattar Laxen UPPDRAG OCH SYFTE På uppdrag av Länsstyrelsen i Östergötlands län har Staten geotekniska institut med Ejlskov A/S som underkonsult utfört en översiktlig miljöteknisk undersökning. Syftet med undersökningen har varit att - avgöra om någon typ av förorening förekommer i mark eller grundvatten som har koppling till tidigare verksamhet. - bestämma halter - översiktligt avgränsa eventuell förorening - göra en översiktlig riskbedömning - utfärda rekommendationer för eventuella fortsatta åtgärder. 4 FASTIGHETSUPPGIFTER OCH OMRÅDESBESKRIVNING Lindqvists Verkstad AB har funnits på platsen troligen sedan 20-talet. Här tillverkades kassaskåp och kontorsmöbler ända fram till 1978 när fabriken lades ned. När fabriken var som störst (runt 1970) hade man drygt 400 anställda, varav ca 80 jobbade på ytbehandlingsavdelningen. Förutom mekaniska processer bestod processerna av triavfett- 4 (29)

5 m Figur 2.: Kartan beskriver var de olika typerna av verksamhet pågått. Se nedan för verksamhetsbeskrivningar för respektive område. ning, betning, dekapering, avmetallisering, fosfatering, kromatering, förkromning, förnickling, förzinkning, förkoppring, kadmiering, olje- och cyanidhärdning och lackering. Även Prestoverken har legat på fastigheten. Där förekom bl a gjuteri med masugn etc. Det har även funnits oljecisterner och nedgrävda oljeledningar på området. Sedan 1978 är det industrihotell i lokalerna. Många mindre verksamheter, bl a flera lackerare som använt trikloretylen, har huserat på platsen efter Se figur 2 för närmare information var på området följande verksamheter ägt rum. 1. Gamla Ytbehandlingslokalerna. Pågick mellan slutet av 20-talet till slutet av 60- talet/början av 70-talet. Många typer av ytbehandling bedrevs här, bl a kromatering, förkromning, förnickling, förzinkning, förkoppring, kadmiering. I lokalen längst västerut fanns ett betkar som var nedsänkt i golvet. Gropen är igengjuten men spår kan ses. På industrihotellets tid låg här en lackeringsfirma som använde trikloretylen, oklart var i lokalerna. Trikloretylen kan även ha använts i dessa lokaler på Lindqvists tid före man byggde lutboa. Även cyanid ingick i processerna. 2. Gamla lackerings/målningsavdelningen som användes innan 70-talet. Det är osäkert om trikloretylen användes även här. 3. Lutboa. Här lutade man i ett rum och triavfettade i ett annat under många år. Trikaret var nedsänkt i marken och nedsänkningen/gropen finns fortfarande kvar. 4. Panncentralen. 5 (29)

6 5. Olje- och cyanidhärdning sägs ha förekommit i denna del av byggnaden. Troligen var cyanidhärdningen i den vänstra markeringen medan oljehärdningen var i den högra. Oljan man använde var transformatorolja. 6. Verkstadsdelen, plåtarbeten som pressning, bockning, skärande bearbetning mm. 7. Reningsverket med sedimentationsdammar. Byggdes troligen i slutet av 60-talet. Finns kvar i källaren men det går bara att gå in via en lucka i sockeln. 8. Nya ytbehandlingslokaler. Ytbehandlingen flyttade hit från nr 1, troligen runt 1970, i då nybyggda lokaler. På industrihotellets dagar låg en lackeringsfirma här som hade ett 3x8m stort trikar nedsänkt i golvet. Idag är det igengjutet men man kan se spåren. Innan byggnaden fanns hade man troligen avfallshantering i östra delen. 9. Nya måleriavdelningen. Automatisk lackeringslinje som var mycket lång, m. Kanske användes trikloretylen även här. 10. Lackeringsfirma har huserat här på industrihotellets tid. Oklart om trikloretylen använts i dessa lokaler. 11. Muntlig uppgift finns om att det har gjutits in cyanidtunnor i grunden när man byggde denna del på 60-talet. Osäker uppgift. 12. Prestoverken. Järngjuteri och monteringshall. Ugnen, typ masugn, eldades med koks. Kan även ha eldat med olja på slutet. Numera nedbrunnet, men grunden finns kvar. Fanns under många år. Lindquist tog över lokalerna under talet men hade troligen bara lager eller montering här. 13. Här hade man bl a automatsvarvning. Oljor av olika slag användes. Innan man började med rening ca 1970 gick allt spillvatten från processerna i ledningar, bl a i en trätub direkt ut i Vättern, se figur 1. Många av ledningarna på fastigheten har bytts ut p g a att de varit sönderfrätta. Det utfyllda området vid Vätterns strand ungefär där den gamla spillvattenledningen gick ut i Vättern består enligt uppgift från Länsstyrelsen av diverse avfall, även från Lindqvist. Kvarteret Laxen utgörs av ganska plan mark men med en viss lutning mot Hantverkargatan i söder. Den största delen av fastigheten ligger enligt SGU:s jordartskarta på isälvssediment som i östra delen utgörs av sand. Väster om området utgörs jordarten av morän och området närmast Vättern norr om Fabriksgatan består av fyllningsmassor. Det är ca 100 m till ytvattenrecipient som är Motalaviken, Vättern. 5 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 5.1 Misstänkta föroreningar På fastigheten har bland annat ytbehandling samt verkstadsindustri förkommit. Där hanterades kemikalier som kan misstänkas ha förorenat fastigheten är metaller, cyanid och trikloretylen. Därtill kan olika typer av petroleumprodukter antas finnas på fastigheten. Potentiella föroreningskällor är ytbehandlingsområdet samt den spillvattenledning som löper från fastigheten till den närbelägna pumpstationen. Föroreningarnas oli- 6 (29)

7 ka egenskaper gör att de uppträder på delvis skilda sätt när de kommer ut i naturen, vilket påverkat undersökningsstrategin. Kloralifater Trikloretylen misstänks vara cancerframkallande och hör till gruppen föroreningar med densiteter som är högre än vatten samt icke fullt blandbara med vatten; DNAPL (Dense Non-Aqueous Phase Liquids). Detta gör att spridningsmönstret blir komplicerat. Då spillet sker vid markytan kommer en del att avdunsta, eftersom trikloretylen är en lättflyktig förorening. Vätskan (dvs fri fas) kan tränga ner i både den omättade och mättade markzonen och om tätare lager/lerlinser finns på vägen, samlas upp på dessa. Den fria fasen kan även tränga in i samt penetrera tätare jordlager och fortstätta sin vertikala vandring, genom grundvattenzonen, där då viss utlakning sker, ända ned till berget och vidare i bergsprickor. Bergets lutning och sprickor, som kan vara riktade åt annat håll än grundvattenriktningen, avgör åt vilket fortsatt spridning av fri fas sker. De delar av den fria fasen som löser sig i akvifären transporteras med denna. Generellt är fastläggningen i jordmatrisen relativt låg. Nedbrytning av trikloretylen kan ske antingen abiotiskt eller mikrobiellt. Biologisk nedbrytning anses vara den viktigaste typen av nedbrytning. Normalt kan mikrobiell nedbrytning av högklorerade alifater, dit trikloretylen hör, enbart förekomma under anaeroba förhållanden. Detta innebär, i de fall som mikrobiell nedbrytning sker, att högklorerade omvandlas till lågklorerade alifater. Mikrobiell nedbrytning av de senare sker däremot betydligt snabbare vid ett redox-skifte till aeroba förhållanden för fortsatt nedbrytning. Beroende på vilken typ av klorerade alifater man kan hitta vid sidan av trikloretylen samt i vilka proportioner dessa uppträder, kan indikationer erhållas om nedbrytning pågår och vilken typ av nedbrytning som sker. Krom är en essentiell tungmetall, som är giftig i högre koncentrationer. Krom kan förekomma i två olika oxidationstal, Cr (III) och Cr (VI). Dessa har olika kemiska egenskaper och toxicitet. Cr (III) är den mera stabila formen under vanliga förhållanden. Cr(VI) är mycket toxiskt och fungerar som ett kraftigt oxidationsmedel och förekommer under starkt oxiderande förhållanden. Mobiliteten av krom är beroende av redoxförhållandena. Under oxiderande förhållanden uppträder krom som mobilt Cr(VI) och under reducerande förhållanden ofta som utfällt Cr(OH) 3. Även nickel är en essentiell tungmetall. En vanlig orsak till problem med hantering av nickel är den kontaktallergi som metallen kan ge upphov till. Sorption är en viktig process som är avgörande för nicklets fördelning mellan jord och grundvatten. ph-värdet är den faktor som tydligast avgör K d -värde. Zink är som ovanstående metaller essentiell. Ur kemiskt synvinkel uppvisar zink och kadmium många likheter, men vanligtvis förekommer zink i 100 till 1000 gånger högre koncentrationer. Vanligtvis förekommer zink som Zn(+II) och kan ingå i sorptionsutfällnings- och komplexeringsprocesser. Sorption är den process som är den mest betydelsefulla för zink i jord. Den styrande parametern för soprtionen är ph, en ökning av ph med enhet kan innebära en ökning av Kd-värden med faktor 8. 7 (29)

8 Koppar är en av de viktigaste essentiella tungmetallerna för både människor och växter. I vattenmiljöer anses den däremot vara relativt toxisk. Koppar anses vara den minst mobila tungmetallen i jordmiljö både på grund av utfällning och sorptionsprocesser. Kadmium är en särskilt toxisk tungmetall. Soprtion är den mest betydelsefulla processen för metallen uppträdande i mark och grundvatten. ph påverkar denna processen så till vida att en ökning av ph med enhet leder till en ökning av Kd-värdet med en faktor 3. Kadmium bildar komplex i grundvatten med oorganiska ämnen som klorid och karbonater samt med organiska ligander, exempelvis fulvosyror. Cyanid har använts inom ytbehandlingsbranschen dels för basisk avfettning och dels i galvaniseringsbad. Cyanid bildar lätt föreningar med olika egenskaper. De mest toxiska föreningarna av inbegrips i begreppet lättillgänglig cyanid. Genom att analysera totala mängden cyanid täcks även lättillgängligt in. Petroleumprodukter, bland annat BTEX, aromater, alifater, PAH. Beträffande BTEX anses bensen vara den mest vattenlösliga och även den mest toxiska komponenten. BTEX, tyngre aromater och alifater är en heterogen grupp, generella drag är att de har låg vattenlöslighet och lägre densitet än vatten. Det senare gäller i allt mindre grad ju tyngre aromaterna och alifaterna är. Toxiciteten är varierande. 5.2 Strategi Potentiella föroreningar på fastigheten har olika egenskaper som leder till olika spridningsmönster i marken. Detta har lett till att delvis två olika undersökningsstrategier har kombinerats. En strategi har varit att söka efter föroreningar i markytan, främst då metaller och oljeföroreningar som i stor utsträckning fastläggs i jorden. Eftersom metaller också kan härröra från utsläpp av metallösningar från markförlagda ledningar, exempelvis ledningsnätet, har dessa föroreningar även sökts på ett större djup. Klorerade lösningsmedel har sökts längs hela lagerföljden eftersom dessa lätt penetrerar jorden. Den övergripande strategin har varit att i fält söka mesta möjliga information om föroreningen med hjälp av fältinstrument, och att använda sig av den informationen för att justera provtagningen omfattning samt hur man ska välja ut laboratorieprover för analys. Fältinstrument som använts har varit särskilt väl lämpade för att mäta förekomsten av klorerade lösningsmedel. 5.3 Fältundersökningar Fältundersökningarna utfördes av Ejlskov A/S MIP-sondering MIP-sonden (membran interface probe) trycks ner av en Geoprobe- rigg, samtidig som olika parametrar loggas kontinuerligt. 8 (29)

9 Följande parametrar har loggats kontinuerligt: Konduktivitet Neddrivningshastighet Temperatur Sonden neddrivs 0,3-0,5 m åt gången. Lättflyktiga ämnen vandrar in genom membranen på sonden och transporteras vidare upp till markytan med hjälp av en inert bärargas till en fält-gc. De uppmätta utslag på PID, FID och DELCD-detektoren (mev) loggas härvid för var 1,5 cm. De olika detektorer kan primärt se följande föroreningsgrupper: PID; Aromater FID; Lättflyktiga kolväten, oljeföroreningar, flyktiga PAH:er DELCD; Klorerade alifater De olika detektorerna fungerar i korthet på följande sätt: PID Photo Ionization Detector PID-detektorn svarar mot molekyler med dubbelbindningar vars elektroner går att påverka med en viss begränsad energitillförsel. Genom att belysa gas med sådana föreningar med en ultraviolett lampa joniseras dessa dubbelbindningar och fria elektroner fångas upp av elektroder, vilket resulterar i en ström direkt proportion till gaskoncentrationen. Beroende på lampans styrka kan olika kemiska föreningar joniseras. I detta fallet har en lampa på 10,6 ev använts. Mätnoggrannheten är ner till 10 ppm. FID Flame Ionization Detector Ämnen förbränns i en vätgas/luft-flamma så att joner bildas, vilket resulterar i en mätbar elektrisk ström i detektorn. Det är framför allt C-H-bindningar som joniseras, vilket gör FID känslig för organiska föreningar. Responsen är proportionell mot antalet kolatomer. Detektorns fördelar är den höga känsligheten och det stora linjära området. DELCD Dry Electric Conductivity Detector DELCD-detektor kopplas vanligtvis efter FID-detektorn. Orsaken är att DELCD arbetar med vissa restprodukter som kan bildas vid förbränningen av halogenbaserade kolväten (främst klor- och brombaserade) i FID-detektorn. För klorerade kolväten är denna restprodukt ClO 2. Därtill, med dessa två detektorer kopplade i serie, undviks kolvätekontaminering av DELCD-detektorn, eftersom FID-detektorn förbränner kolvätena. Detta är värdefullt, t ex då föroreningsmix består av både vanliga kolväten (t ex diesel) och klorerade dito (t ex klorerade alifater, PCB etc). DELCD arbetar vid ca 1000 C. Det genereras ett moln av fri elektroner i instrumentet med hjälp av betastrålning. När ämnen med elektronegativa atomer når cellen, bildas det negativa joner. Genom detta minskas mängden av fri elektroner, vilket mäts av instrumentet Grundvattenprovtagning På grund av att låg hydraulisk konduktivitet förväntades i marken användes Geoprobe prepacked well. Detta utgörs av ett PVC-rör som omsluts av ett rör i rostfritt stål. Mellan dessa rör finns sand. Ett sandfilter ingår med andra ord i installationen, med de för- 9 (29)

10 delarna att sandfiltrets uppbyggnad är under kontroll. PVC-röret har en innerradie på 21mm och filterlängden 1 m. Efter rörinstallation pumpades röret. En peristaltisk pump användes. Innan provtagning pumpades grundvattnet med 5-6 l/min tills vattnet var förhållandevis klart, vilket tog ca 5 min. På grund av tekniska problem kunde inte fältmätning av vattnets ph, redox, O 2 och elektriska konduktivitet utföras. Grundvattenproverna som analyserades för metaller filtrerades i fält med filter med 0,45 µm porvidd. Detta skedde genom att provet trycktes genom filter med spruta Jordprovtagning Med Geoproben togs meterlånga jordkärnor upp i akrylrör för undersökning. Vilka nivåer som skulle provtas bestämdes utifrån resultaten från MIP-sonden samt utifrån allmänna kunskap om vissa föroreningars uppträdande som inte kan detekteras med MIP, exempelvis metaller. Jordkärnorna har dokumenterats med avseende på jordart samt eventuell lukt och synintryck. Detta, tillsammans med XRF-mätningar, har gjort i laboratorium av SGI. Med XRF har metallhalter mätts på tre punkter på jordprov som överförts från akrylrör till plastpåse. Akrylrören öppnades med två längsgående snitt och samlingsprov plockades ut som sedan skickats till laboratorium för analys. Då flera av akrylrören inte var fyllda fanns en svårighet att plocka ut nivåspecifika prover eftersom det inte var helt klarlagt om jorden i rören var från en komprimerad lagerföljd eller om en del helt enkelt saknades. 5.4 Laboratorieanalyser Jord Upptagna jordprover har undersökts med avseende på - Metaller (As, Ba, Be, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Hg, Li, Mn, Mo, Ni, P, Pb, Sr, V, Zn)inkl Cr VI - Klorerade alifater (diklormetan, 1,1-dikloretan, 1,2-dikloretan, trans-1,2-dikloreten, cis-1,2-dikloreten, 1,2-diklorpropan, triklormetan, tetraklormetan, 1,1,1-trikloretan, 1,1,2-trikloretan, trikloreten, tetrakloreten och vinylklorid). - Totalt tillgängligt cyanid - BTEX, fraktionerade alifater och aromater samt PAH (EPA-PAH 16 st) Grundvatten Grundvattenprover analyserades med avseende på - Metaller (Ca, Fe, K, Mg, Na, S, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb, Zn) inkl Cr VI - Klorerade alifater (diklormetan, 1,1-dikloretan, 1,2-dikloretan, trans-1,2-dikloreten, cis-1,2-dikloreten, 1,2-diklorpropan, triklormetan, tetraklormetan, 1,1,1-trikloretan, 1,1,2-trikloretan, trikloretylen, tetrakloreten, vinylklorid) - Totalt tillgängligt cyanid - BTEX, fraktionerade alifater och aromater samt PAH (EPA-PAH 16 st) - ph - Flyktiga och semiflyktiga föroreningar. 10 (29)

11 5.5 Riktvärden Jord Laboratorieanalyserna har jämförts med befintliga riktvärden för förorenade områden, MKM GV samt det remissförslag som Naturvårdsverket tagit fram ( ). I de fall som svenska riktvärden inte finns har holländska och danska riktvärden använts för jämförelse enligt tabell 1a och 1b nedan. Tabell 1a: Riktvärden för förorenad jord. Ämne Enhet NV 1997 alt NV 2005 Danmark Holland NV 1998 MKM GV MKM GV Miljöministeriet VROM Diklormetan mg/kg TS 0,3 A: <0,4 B: >10 1,1-dikloretan mg/kg TS A: <0,02 B: >15 1,2-dikloretan mg/kg TS 0,02-0,7 3 A: <0,02 B: >4 1,2- diklorpropan mg/kg TS A: <0,002 4 B: >2 4 Triklormetan mg/kg TS A: <0,02 Trans-1,2- dikloreten mg/kg TS 85 5 A: <0,2 5 B: >1 5 Cis-1,2- dikloreten mg/kg TS 85 5 A: <0,2 5 B: >1 5 1,2-dikloretan mg/kg TS 0,02-0,7 3 Trikloretylen mg/kg TS 30 1,5 5 A: <0,1 B: >60 Vinylklorid mg/kg TS 0,4 PAH övriga mg/kg TS Krom total mg/kg TS Krom VI mg/kg TS Nickel mg/kg TS Koppar mg/kg TS Cyanid total mg/kg TS Motsvarar ungefär KM 2 A och B enligt: VROM A: Ingen påverkan, B: Kraftig påverkan 3 Beroende på djup och jordart 4 Avser summa diklorpropaner 5 Avser summan cis- och trans- isomerer Grundvatten Eftersom svenska riktvärden gällande grundvatten enbart finns för bensinstationsassocierade föroreningar och enbart i förslagsform, har även utländska riktvärden använts. Förutom holländska riktvärden har även danska använts. Kemaktas förslag till riktvärden för ämnen i grundvatten vid bensinstationer bygger på att grundvattnet erhåller olika riktvärden beroende på vilken exponeringssituation som 11 (29)

12 råder. I föreliggande fall föreligger risk för inträngning av ångor i byggnader. Miljörisker för ytvatten är också relevant. Det lägsta riktvärdet för dessa båda exponeringssituationen har valts. Beträffande metaller har övre gränsen för vad som anses som måttligt höga halter, efter de effektrelaterade tillståndsklasser som definieras i NV Tabell 1b: Riktvärden för förorenat grundvatten. Ämne Enhet Svenskt jämförvärde Naturvårdsverket 1999 alt Danskt riktvärde Holländskt riktvärde Miljöministeriet VROM Kemakta 2004 Kadmium µg/l 1 Zink µg/l 300 Bly µg/l 3 Arsenik µg/l 10 Cyanid µg/l - 50 A/5 B/ 1500 Trikloretylen µg/l 1 A/24 B/500 Perkloretylen µg/l 1 A/0,01 B/40 Trans-1,2-dikloreten µg/l 1 3 A/0,01 B/20 3 Cis-1,2-dikloreten µg/l 1 3 A/0,01 B/20 3 Triklormetan µg/l A/6 B/400 Summa alifater mg/l 0,05 >C5-C35 Bensen mg/l 0,04 Toluen mg/l 1 Etylbensen mg/l 1 Xylen mg/l 1 PAH cancerogena 0,0005 PAH övriga 0,10 1 Motsvarar skydd för drickvattentäkter 2 A och B enligt: VROM A: Ingen påverkan, B: Kraftig påverkan 3 Avser summa trans + cis 5.6 Resultat Sonderings- och provtagningspunkter framgår av bilaga Geologi Sonderingarna visar att jordlagren uppgår till minst 7,5-15 meters mäktighet. De jordkärnor som hämtats upp visar att de övre jordlagren (0-2 m) i fastighetens västra delar, runt byggnad 13, där bland annat automatsvarvning har förekommit, utgörs av lera (se bilaga 2). Fastighetens sydöstra delar förekommer sand såväl vid markytan som 5-6 meter under denna. 12 (29)

13 Grundvattennivåerna har avläst i några av punkterna (ca en månad efter MIPsondering.) MO 2 3,76 m u my MO 15 1,14 m u my MO 6-3 1,74 m u my. Resultat vid MIP-sondering tyder på att vid punkt MO 1, som är belägen nära MO 2, är grundvattennivån ca 4,5 m under markytan. Detta indikerar sammantaget att grundvattennivån inom området är relativt fluktuerade Fältanalyser MIP MIP-sondering har gjort i 12 punkter. Sondering har utförts till mellan 7,5 till 14,5 m djup. Förorening har detekteras med såväl PID, FID och DELCD i olika punkter (se bilaga 3). Högst utslag med DELCD-detektorn noterades i MO 6 och MO 15, på 6,5-10,5 respektive 6-9 m djup. PID-detektorn noterade utslag främst i MO 16 på 9-11 m djup, nedanför industriområdet. FID-detektorn gav märkbart utslag i en punkt; MO 6-3, inom intervallet 1,7-2 m. XRF XRF-mätningarna visade inga tecken på att metallhalter över riktvärdet förekommer i området (se bilaga 4) Laboratorieanalyser Jord De metallhalter som uppmättes i jordprov var samtliga väl under riktvärde och i nivå med bakgrundsvärden. De analyserade halterna framgår av analysprotokoll i bilaga 5. De analyserade jordproverna uppvisar detekterbara halter av kloralifater i 6 av 8 prover (tabell 2). Framförallt trikloretylen påträffades. Halterna var under föreslaget riktvärde, med undantag av MO 2-2, där halten trikloretylen uppmättes till 2,6 mg/kg TS (föreslaget riktvärde är 1,5 mg/kg TS). 13 (29)

14 Tabell 2: Analyserades halter av klorerade alifater i jordprov. MO 1 MO 2 MO 6-1 MO 6-2 MO 7 MO 2-2 MO 5 MO 5 ELEMENT Enhet m 0,25-1 m 0-1 m 1-2 m 5,0-6, ,0 4,5-5,5 TS_105 C % 96,2 93,9 84,7 89,1 84,4 86, ,3 diklormetan mg/kg TS <0.80 <0.80 <0.80 <0.80 <0.50 <0.50 <0.50 <0.50 1,1-dikloretan mg/kg TS <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 < ,2-dikloretan mg/kg TS <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 trans-1,2-dikloreten mg/kg TS <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 cis-1,2-dikloreten mg/kg TS <0.020 <0.020 <0.020 < ,02 <0.020 <0.020 < ,2-diklorpropan mg/kg TS <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 triklormetan mg/kg TS <0.030 <0.030 <0.030 <0.030 <0.030 <0.030 <0.030 <0.030 tetraklormetan mg/kg TS <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 < ,1,1-trikloretan mg/kg TS <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 < ,1,2-trikloretan mg/kg TS <0.040 <0.040 <0.040 <0.040 <0.040 <0.040 <0.040 <0.040 trikloretylen mg/kg TS < ,041 < ,099 0,65 2,6 0,029 0,35 tetrakloreten mg/kg TS <0.020 <0.020 <0.020 < ,035 0,19 <0.020 <0.020 vinylklorid mg/kg TS <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 < (29)

15 Tabell 3: Fraktionerade alifater och aromater samt PAH i jord. Fet stil visar halter över detektionsgräns. MO 2-2 MO 5 MO 5 MO 5-2 MO 10-2 MO 12-1 MO 12-2 MO 12-3 MO 13-1 MO 13-2 MO 6-1 MO 6-2 ELEMENT Enhet ,0 4,5-5,5 4,5-5, m 1-2 m TS_105 C % 86, ,3 84,4 86,3 83,8 86,1 86,3 95,5 87,6 84,7 89,1 alifater >C5-C8 mg/kg TS <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 alifater >C8-C10 mg/kg TS <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 alifater >C10-C12 mg/kg TS <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 alifater >C12-C16 mg/kg TS <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 alifater >C5-C16 mg/kg TS <20 <20 <20 <20 <20 <20 <20 <20 <20 <20 <20 <20 alifater >C16-C35 mg/kg TS <10 <10 <10 <10 <10 24 <10 <10 <10 < aromater >C8-C10 mg/kg TS <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 aromater >C10-C35 mg/kg TS <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 <2.0 bensen mg/kg TS <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 <0.010 toluen mg/kg TS <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 etylbensen mg/kg TS <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 summa xylener mg/kg TS <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 <0.050 summa TEX mg/kg TS <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 <0.080 summa 16 EPA-PAH mg/kg TS <0.70 <0.70 <0.70 <0.70 <0.70 <0.70 <0.70 <0.70 <0.70 <0.70 3,7 <0.70 ^PAH cancerogena mg/kg TS <0.30 <0.30 <0.30 <0.30 <0.30 <0.30 <0.30 <0.30 <0.30 < <0.30 PAH övriga mg/kg TS <0.40 <0.40 <0.40 <0.40 <0.40 <0.40 <0.40 <0.40 <0.40 <0.40 1,6 < (29)

16 Tyngre alifater >C16-C35 påträffades i låga halter vid den delen av fastigheten där Prestoverken ska ha legat, i punkt 12-1, 0-1 m under markytan (tabell 3). Även vid MO 6-1, belägen 0-1 m under markytan och MO 6-2 belägen 1-2 m under markytan, som hämtades från innergården mellan byggande 6 och 1. Dessutom uppvisade MO m u my låga halter cancerogena PAH och PAH övriga. Ingen cyanid detekterades i något prov, inte heller PCB Grundvatten Metallhalter i grundvattnet var låga eller måttligt låga. Deponin vid Vättern uppvisade höga halter järn och mangan, samtidigt som svavelhalten var låg. Även barium uppvisar höga halter i deponin jämfört med de övriga proverna. Något svenskt jämförvärde för barium i grundvatten finns inte. Inga spår av sexvärt krom kunde uppmätas i något prov, inte heller cyanid. Tabell 4: Tunga alifater, BETX och klorerade alifater i grundvattnet. MO 2 MO 5 MO 6-3 MO 1 MO6 MO 6*** MO 15*** Ämne Enhet 7,5-8, ,5-5,5 8,5-9,5 8,3-9,3 GC 6,5-7,5 GC Alifater mg/l ,035 0,032 >C16-C35 Toluen µg/l <0,2 15 Etylbensen µg/l <0,2 3,6 Xylener, µg/l <0,5 13 summa diklormetan µg/l <3.0 <3.0 <3.0 <3.0 <30 <1 <1 1,1-dikloretan µg/l <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <1.0 <0,2 <0,2 1,2-dikloretan µg/l <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <10 <0,2 <0,2 trans-1,2- µg/l <0.10 <0.10 <0.10 0,42 <1.0 <0,2 7,3 dikloreten cis-1,2- µg/l <0.10 <0.10 0,88 <0.10 <1.0 <0, dikloreten 1,2- µg/l <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <10 <0,2 <0,2 diklorpropan triklormetan µg/l 0,34 <0.30 <0.30 <0.30 <3.0 <0,2 <0,2 tetraklormetan µg/l <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <1.0 <0,2 <0,2 1,1,1-trikloretan µg/l <0.10 <0.10 <0.10 <0.10 <1.0 <0,2 <0,2 1,1,2-trikloretan µg/l <0.20 5,9 <0.20 1,1 <2.0 <0,2 <0,2 trikloretylen µg/l , tetrakloreten µg/l <0.20 0,41 <0.20 <0.20 3,3 3,5 <0,2 vinylklorid µg/l <1.0 <1.0 <1.0 <1.0 <10 ph 7,45* - 7,9** 6,99*- 7,5** 7,22*- 7,9** 7,9** 7,55*- 8,0** 8,0** 7,5** * registrerat i samband med analys av klorerade alifater ** registrerad i samband med analys av Cr VI *** GC-screening 16 (29)

17 Låga halter av tunga alifater uppmättes i grundvatten från punkt MO 2 och MO 5, under föreslaget riktvärde (se tabell 4). Klorerade lösningsmedel påträffades i samtliga undersökta grundvattenprov. Låga halter av trans-1,2-dikloreten och cis-1,2-dikloreten uppmättes i ett par punkter (MO 1 resp MO 6-3). Triklormetan tillsammans med trikloretylen påträffades i MO 2. Även 1,1,2- trikloretan samt trikloretylen och tetrakloreten i olika proportioner har noterats. Grundvattnets ph-värde var genomgående relativt högt, mellan 6,99 och 8,0. Det bör noteras att ph mättes vid två olika tillfällen på laboratorium och att vid ena tillfället var värdena genomgående ca 0,5 enheter högre. Resultaten indikerar att antingen stiger ph vid längre lagring eller så har, hypotetiskt de olika skilda provtagningskärlen (glas visavi plast) eller, provhantering/analyskalibrering inverkat. I en punkt, MO 6, gjordes såväl GC-screening som riktade analyser. Båda dessa analyser uppvisa samstämmiga resultat när det gäller klorerade alifater. Höga halter trikloretylen och låga halter perkloretylen noterades. Vid GC-screeningen kvantifierades även tyngre alifater samt toluen, etylbensen och xylener. Halterna är dock under riktvärdena. 5.7 Brunnar nedströms fastigheten Enligt SGUs brunnsregister finns två brunnar nedströms fastigheten. Vid efterforskningar har det visat sig att en härrör från det numera nedlagda mejeriet som finns på grannfastigheten. Brunnen är dock belägen på kommunens mark, nedanför Lindquist. Förutom själva brunnen finns en pumpstation, även den belägen på kommunens fastighet. Vid kontakt med kommunen har framkommit att brunnens och pumpstationens status är oklar. Vem inom kommunen som i dagsläget har ansvaret för brunn och pumpstation har inte gått att få fram. Ytterligare en brunn finns på en av de fastigheter som är bebyggda med byggnader av fritidshuskaraktär, fastighet Holm 6:80. Kommunen är fastighetsägare även för dessa fastigheter. Den aktuella fastigheten står för närvarande outhyrd. Brunnen är en grävd sådan med betonglock och byggnaden är ansluten till det kommunala VA-nätet. Ingen pump finns ansluten till brunnen. 6 UTVÄRDERING 6.1 Föroreningsbild SADA Föroreningsbilden har med hjälp av dataprogrammet SADA (Spatial Analysis and Decision Assistance) analyserats för de fältmätningar som gjorts med PID, FID och DELCD. Kartor har med hjälp av interpolation tagits fram utifrån de mätdata som erhållits För att interpolera data användes inversa distansmetoden. Inget rumsligt beroende bland datapunkter förutsattes och interpolation hade till syfte att visualisera en möjlig föroreningsutbredning. Med detta bör ses endast som en kvalitativ bedömning snarare än en kvantitativ analys. Inversa distansmetoden delar in området där halterna skall uppskat- 17 (29)

18 tas/interpoleras i ett antal rutor (celler eller block vid en 3D interpolation) och placerar en sk sökningsellips (ellipsoid för 3D) i varje punkt där interpolation skall göras. Därefter viktas alla observationer/mätningar inom ellipsen på det sättet att observationer närmast den interpolerade punkten får mest vikt och observationer längre bort ges mindre vikt. Vikten är proportionell mot kvadraten på det inverterade avståndet mellan observation och interpolerade punkten. I praktiken innebär detta att observationer närmast interpolerade punkten kommer att ha störst påverkan på det interpolerade värde. Storleken på sökningsellipsoiden har betydelse eftersom den avgör vilka observationer som skall inkluderas för att interpolera ett värde i interpolationspunken. Liten storlek innebär att få observationer har en stor inverkan på interpolerad punkt och en större storlek resulterar att påverkan kommer även från observationer längre bort. I praktiken är det dock observationer närmast interpolationspunkten som spelar mest roll eftersom de är ju viktade med hänsyn till avståndet. Vid utvärdering av resultaten vid den gjorda MIP-sonderingen har test av flera olika storlekar på sökningsellipsoid utförts för att undersöka vilken effekt detta kommer att ha på interpolationsresultat. En lämplig storlek visade sig vara 400x400x5 m (x,y,z). När antalet data är litet eller när det finns olika datadensitet i horisontell och vertikalled samt vid situationer där placering av mät/provpunkter styrs mer eller mindre utifrån en subjektiv uppfattning om föroreningen utbredning måste interpolationsresultat alltid betraktas som en uppskattning och förenklig och inte som en säker avspegling av föroreningsbilden. Ett vanligt förekommande fenomen för inversa distansmetoden är sk bull s eys runda fläckar i kartbilden som egentligen inte har något med verkligheten att göra utan är en sidoeffekt från interpolationsalgoritmen. PID Utslagen med PID-dekektorn är med några undantag genomgående låga (figur 3). Avvikande är punkt MO16, belägen nedströms järnvägen. På ca 10 m djup är halterna signifikant höga. Detta sammanfaller även med förhöjda DELCD-värden, även om dessa inte är så pass markanta. Även konduktivitetsvärdena stiger på detta djup, från ca 50 till 150 ms/m. Detta kan indikera att andra typer av föroreningar i jonform kan förekomma, exempelvis metaller, eller att förekomsten av lerpartiklar ökar i grundvatten på grund av finkorniga jordarter. Samtidigt visar sondens temperaturkurva höga värden, vilket kan tolkas som att kylningseffekten av strömmande grundvatten är låg, dvs jordarten är finkornigare än ovanliggande jordlager. Även i MO 15 ger PID:en utslag som sammanfaller med DELCD:n. Någon SADA-analys över PID-utslagen har valts att inte presenteras eftersom responsen med med ovan angivna undantag varit så pass låg. 18 (29)

19 Figur 3: Diagram över PID-utslag plottat mot djup. FID Den 3D kartan över FID-utslagen (Fig 4) uppvisar relativt höga halter i en punkt; MO 6-3, inom intervallet 1,7-2 m. Detta torde enligt uppmätta grundvattennivåer vara i grundvattenzonen. Det grundvattenprov som uttogs, härrör från nivån 5-6 m under markytan. Ett jordprov som togs ut 1-2 m under markytan uppvisade förutom spår av klorerade alifater, även tyngre alifater. Halterna var under riktvärdet. Slutsatserna som kan dras utifrån den gjorda undersökningen är att halterna av vad som kan detekterads med FID inom det undersökta området tycks vara låga. Det kan dock inte uteslutas att mindre förorenade områden mellan undersökta provpunkter kan vara påverkade. 19 (29)

20 Figur 4: 3D-karta över FID-utslagen i det undersökta området. DELCD Analys av interpolerade DELCD-bilderna nedan leder till en slutsats att det finns en mindre sammanhängande föroreningsplym i mitten av undersökt område och att man även kan se förhöjd halt i punkten MO15 i deponin i nordöstra delen av platsen. De interpolerade halterna runt om MO15 bör dock inte betraktas som en redovisning av potentiellt verkliga halter. Detta eftersom interpolerade värden är mycket stark influerade från en enda observationspunkt (MO 15) som dominerar trots att sökningsellipsoid även inkludera andra observationer. Det är också rimligt att anta att deponin utgör en separat föroreningskälla. Med andra ord, den horisontella utbredningen av föroreningen kring MO 15 går inte att kvantifiera så länge det inte finns mer mätningar inom denna del av området. En indikation finns på att MO 15 och området omkring denna punkt inte hör samman med plymen i mitten. Det är däremot knappast möjligt att göra någon kvantitativt avgränsning (skiljelinje) mellan industrifastigheten och deponin. Sammanfattningsvis kan konstateras att interpolerade halter i nordöstra delen av kartan kring deponin inte kan användas för att avgränsa förorenade områden. Kartan kan dock användas för att visa vilken betydelse en extrainformation (kompletterande mättningar) skulle ha för att komma fram med mer trovärdig bild över föroreningsutbredning. 20 (29)

21 De producerade kartorna (figur 5-7) visar att i intervallet 2-4 m under markytan är utslagen relativt låga och att punkten MO 6 uppvisar något högre än de andra. I intervallet 8-10 m vilket inte är i botten på jordakviferen, återfinns de högsta halterna,. Mätpunkt MO 6 uppvisar genomgående högsta mätvärden med DELCDn. Resultatet av undersökningen visar att det sannolikt finns två åtskilda föroreningsplymer inom det undersökta området, dels en vid den f.d. deponin och en på industrifastigheten. Det kan heller inte uteslutas att föroreningsplymen på industrifastigheten härrör från flera källor. Föroreningarna inom industrifastigheten tycks i huvudsak härröra från området mellan MO 6 och MO 1. Eftersom grundvattnets strömningsriktning och hastighet inte är inmätt, utan bygger på uppskattningar, kan inte grundvattnets härkomst i MO 6 helt klarläggas. Det kan exempelvis inte helt uteslutas att åtminstone delar av föroreningen kommer från verksamhetsområde nr 3 (se figur 2), där man hanterade lut i ett rum och triavfettade i ett annat under många år. Trikaret var nedsänkt i marken och nedsänkningen/gropen finns fortfarande kvar. Att förorening av klorerade kolväten förekommer även i anslutning till verksamhetsområde 1, där den ursprungliga ytbehandlingslokalen var inhyst, framgår av figur 5. I punkt MO 16, mellan industrifastigheten och Vättern, erhålls den kraftigaste DELCDresponsen på ett stort djup (se bilaga 3). Detta tolkas som att MO 16 är placerad nedströms källan och att föroreningen har transporterats med grundvattnet i sjunkande riktning från föroreningskällan vid exempelvis MO (29)

22 a) b) Figur 5: DELCD-utslag för olika lager. a) 2-4 meter djup, b) 4-6 meter djup. Interpolerad föroreningsutbredning i kartans nordöstra del kring MO 15 saknar erforderligt dataunderlag och kan inte användas för att avgränsa förorenade eller rena områden. 22 (29)

23 c) d) Figur 6: DELCD-utslag för olika lager. c) 6-8 meters djup, d) 8-10 meters djup. Interpolerad föroreningsutbredning i kartans nordöstra del kring MO 15 saknar erforderligt dataunderlag och 23 (29)

24 kan inte användas för att avgränsa förorenade eller rena områden. e) Figur 7: DELCD-utslag för olika lager. e) meters djup. Interpolerad föroreningsutbredning i kartans nordöstra del kring MO15 saknar erforderligt dataunderlag och kan inte användas för att avgränsa förorenade eller rena områden. 6.2 Riskbedömning Såväl MIP-mätningarna som de utförda laboratorieanalyserna tyder på att föroreningarna inte föreligger i markytan. Risken för människor som uppehåller sig på området bedöms därför vara liten. Endast enstaka provpunkter har dock undersökts och förekomst av mindre hot spots för lågmobila förorening (tex metaller PAH och tyngre petroleumkolväten kan inte uteslutas. Det är inte klarlagt hur föroreningssituationen ser ut under byggnad 6. Det kan därför inte uteslutas att klorerade kolväten där kan förekomma i övre marklagren i den omättade zonen och därifrån tränga in i byggnaden. Spridning av klorerade lösningsmedel har konstaterats i grundvattnet. Omfattningen av spridningen är dock inte klarlagd, då grundvattenflödet inte är bestämt. SADA-bilderna visar dock att föroreningen är relativt begränsad i fastighetens östra delar i direkt anslutning till historiskt kända källor och nedströms denna (se MIP-sondering i punkt MO 16) samt deponin vid Vätterns strand. En potentiell risk för exponering är genom dricksvatten. Vättern som utgör dricksvattentäkt för Motala tar emot förorenat vatten från området. I vilken omfattning som förorenat grundvatten från aktuellt område kan påverka dricksvattnet är inte klarlagt. Den utspädning som sker i Vättern i förhållande till uppmätta halter ger dock sannolikt en mycket god marginal till aktuella riktvärden. 24 (29)

25 De brunnar som påträffats nedströms industrifastigheten kan vara förorenade. Risker för att människor i dagsläget kan bli exponerade bedöms som relativt liten eftersom brunnarna inte nyttjas i dagsläget. Risken finns att växt- och djurlivet kan påverkas av förorenat utströmmande grundvatten i Vättern och då främst i närområdet. Eftersom ytvattnet inte är undersökt är situationen oklar. Inget som framkommit vid undersökningen tyder på att någon större risk för att organismer på plats kan skadas av föroreningar i marken. Det kan dock inte uteslutas att enstaka hot spots kan finnas som ej framkommit vid undersökningen. Höga halter av cis-1,2-dikloreten, relativt trans-1,2-dikloreten, i deponin vid Vättern (provpunkt MO15, GC-screening) är en indikation på att mikrobiell nedbrytning av trikloretylen sker/skett. Det anses mer vanligt att cis produceras mer än trans vid bionedbrytning av trikloretylen men det förekommer undantag. 7 VOLYMBERÄKNING Vid beräkningen av den förorenade plymens volym (jord + vatten) har vi utifrån holländska riktvärden valt definiera föroreningsplymen som det område där halter klorerade lösningsmedel överstiger 500 µg/l. Eftersom MIP-sonden inte mäter direkt i halter utan i DELCD-utslag i mv, har ett samband mellan halter och DELCD sökts. Tre olika regressionssamband har testats. Volymsberäkningarna har gjort i SADA. 1. Exponentiellt samband: En regressionsanalys med exponentiellt samband uppvisar god överensstämmelse Labdata = f(mip) y = e 7E-07x R 2 = Labbanalys (mikro g/l) Lab Expon. (Lab) MIP DELCD (mv) 25 (29)

26 Enligt denna modell och för gränsvärde 500 µg/l blir V= 3500 m Linjärt samband med alla data: Fitted Line Plot Linjärt - alla data Labanalys = MIP Regression 95% CI S R-Sq 77.1% R-Sq(adj) 72.5% Lab MIP Regressionsanalysen visar på stor osäkerhet för konvertering av låga MIP-utslag till motsvarande laboratoriekoncentrationer. Konfidensintervall för regressionsanalys indikerar att sambandet mellan MIP-utslag och halt är inte trovärdiga för låga MIP. V=38000 m 3 3. Linjärt samband baserat på data från lägre MIP- spann. Detta för att separera effekten från övre delen av regressionskurvan. Utgångspunkten har varit att ta störst hänsyn till samband som bygger data liggande nära 500 µg/l. Här tar man dessutom bort en datapunkt tillhörande deponi, som uppvisar en annan typ av klorerade lösningsmedel än det övriga området Fitted Line Plot - data för låga halter Labanalys = MIP Regression 95% CI S R-Sq 69.9% R-Sq(adj) 59.8% Lab MIP V=17600 m (29)

27 7.1 Sammanfattning Beroende på vilken typ av samband som antas finnas mellan DELCD-utslag med MIPsonden och laboratorianalyserade halter av grundvattnet erhålls olika volymer. - Exponentiellt samband V = 3500 m 3 - Linjärt samband - V=38000 m 3 - Linjärt samband för lägre halter - V=17600 m 3. Skillnaderna i de olika beräkningarna är relativt stora och den verkliga volymen bör ligga någonstans i detta spannet. Ett linjärt samband kan förväntas mellan DELCDutslag och gashalten som sprutas in i detektorn. En bromsande effekt vid höga halter av det membran som släpper in föroreningarna i sonden kan dock innebära att ett exponentiellt samband föreligger mellan halter i jord/grundvatten och DELCD-utslag. Medelhalten inom plymen är inte känd, med torde ligga mellan µg/l. Om den effektiva porositeten förutsätts vara 0,20 1 kan mängden förorening beräknats till följande enligt tabell 5. Mängd förorening då m=2000 µg/l Tabell 5: Beräknade mängder föroreningar i grundvattnet på industrifastigheten. Plymens volym (m 3 ) Mängd förorening då me- Mängd förorening då del=500 µg/l m = 1000 µg/l ,35 kg 0,7 kg 1,4 kg ,8 kg 7,6 kg 15,2 kg ,76 kg 3,5 kg 7,0 kg 8 ÅTGÄRDSBEHOV De föroreningshalter som uppmätts i grundvattnet är så pass höga jämfört med de holländska och danska jämförvärden som finns, att sannolikt åtgärder krävs för att efterbehandla grundvattnet. Vilken typ av insats som lämpligen bör göras är beroende på flera faktorer som inte är klarlagda, vidare undersökningar bör därför göras. Eventuellt kan olika typer av insatser bli aktuella för de två områdena industrifastigheten respektive deponin. 9 REKOMMENDATIONER Deponin bör undersökas vidare. Dels bör en fysik avgränsning av deponiområdet göras, dels bör ett utökat provtagningsprogram utföras för att klargöra förorenings omfattningen. Omfattning och effekter av utströmningen av förorenat grundvatten i Vättern bör 1 Valt värde ligger mellan de typvärden på effektiva porositeten anges för grovsand och finsand, enligt Naturvårdsverket (1990). 27 (29)

28

29 NV 2005: Remiss angående vägledningsmaterial för riskbedömning av förorenade områden Miljöministeriet i Danmark: Liste over kvalitetskriterier i relation til forurenet jor. December VROM Streefwaarden en interventiewarden bodensanering. Staatscourant 24 febr. 2000, nr (29)