HUVUDSTUDIE LILLESJÖN

Transkript

1 RAPPORT HUVUDSTUDIE LILLESJÖN Riskbedömning Framställd för: Nässjö kommun Uppdragsnummer: Distributionslista: Nässjö kommun Länsstyrelsen i Jönköpings län Vista Väg & Vatten AB Golder Associates AB

2 Sammanfattning Lillesjön i Grimstorp, Nässjö kommun, är närmaste ytvattenrecipient för föroreningar från den träimpregnering som bedrevs strax norr om sjön från 1920-talet fram till början av 1960-talet. CCA-medel (koppar, krom och arsenik) samt kreosotolja användes vid impregneringen vilket lett till kraftig arsenikförorening av sjön. Nässjö kommun genomför en huvudstudie av Lillesjön och nedströms vattendrag, vilken utförs av Golder Associates AB (Golder). I föreliggande rapport sammanfattas massbalansen vad gäller arsenik för Lillesjön, en fördjupad riskbedömning redovisas och åtgärdsbehovet för Lillesjön definieras. Riskbedömningsmetodiken som används baseras på Naturvårdsverkets vägledningsmaterial (NV 5976) och utgörs av fyra huvudmoment; problembeskrivning, exponeringsanalys, effektanalys och riskkaraktärisering. Trots att flera metaller uppmätts i förhöjda halter i sediment och ytvatten i Lillesjön så dominerar arsenik riskbilden och riskbedömningen fokuserar därmed enbart på arsenik. Arsenik kan ge effekter på människors hälsa både vid akut och vid kronisk exponering. Arsenikföroreningen i Lillesjön härrör från den f.d. impregneringsanläggningen i Grimstorp och sprids till sjön via grundvatten och diken. Arseniken kan spridas i och ut ur Lillesjön genom resuspension och diffusion. Spridning av lösta och partikelbundna föroreningar sker till nedströms områden. Den interna cirkulationen är stor, vilket motverkar en naturlig återhämtning. Arsenikhalten bedöms varken öka eller minska med tiden och då arsenik är ett grundämne kan det inte brytas ned. Minskad belastning från impregneringsanläggningen (efter genomförd sanering) skulle kunna leda till en ökad spridning av löst arsenik från sedimenten. I Lillesjön har de högsta arsenikhalterna uppmätts i ytliga sediment (0-10 cm u sy 1 ), medelhalten är över 100 mg/kg TS, UCLM 95 2 över 160 mg/kg TS. I vattenpelaren är medelhalten drygt 5 µg/l, UCLM 95 omkring 8 µg/l. Förhöjda arsenikhalter har även konstaterats i Perstorpabäcken ned till Önnarpsdammen, omkring 2 km nedströms Lillesjön. Aktuella skyddsobjekt är människor som badar, använder sjövatten för bevattning av ätbara grödor och som intar fisk och kräftor som fångats i Lillesjön. Beräkningar av riskkvot visar att en teoretisk risk människors hälsa i samband med bad och intag av sediment från Lillesjön inte kan uteslutas. Däremot bedöms ingen risk föreligga avseende intag av sjövatten vid bad. Avseende bevattning bedöms ingen risk föreligga kopplat till vattnet i sig. Däremot kan det inte uteslutas att negativa effekter kan uppstå på grund av sedimentpartiklar i bevattningsvattnet. Beräkningar av exponering vid konsumtion av fisk och kräftor visar att en teoretisk risk kan föreligga, men i praktiken bedöms den som liten då beräkningarna är konservativa och förutsätter en kontinuerlig konsumtion under en hel livstid av fisk och kräftor fångade i Lillesjön. Arsenikhalten i Lillesjöns fisk förefaller inte avvika i särskilt stor utsträckning mot andra svenska sjöar. Miljöskyddsobjekt är vatten- och sedimentlevande organismer i Lillesjön, skydd av grödor vid bevattning och ytvatten som naturresurs. Risk för sedimentekosystemet i Lillesjön kan inte uteslutas, då arsenikhalterna i sedimenten är kraftigt förhöjda i förhållande till riktvärden för sediment (CCME-PEL 3 ). Teoretiska risker föreligger även för sedimentlevande organismer i Önnarpsdammens sediment. Även ytvattenhalter i Lillesjön överstiger CCME:s riktvärden varför negativa effekter på ytvattenekosystemet inte 1 u sy: under sedimentytan 2 UCLM95: Upper Confidence Level of Mean, ett värde som den verkliga medelhalten med 95 % sannolikhet underskrider. 3 CCME: Canadian Council of Ministers och the Environment, ett kanadensiskt ministerråd som bl.a. tar fram riktvärden. PEL: Probable Effect Level Uppdragsnummer

3 kan uteslutas. CCME har även utvecklat riktvärden för skydd av grödor vid bevattning, vilket med god marginal underskrids av halterna i Lillesjön, vilket innebär att ingen risk föreligger för negativa effekter på bevattnade grödor. Biologiska undersökningar visar att det ett upptag av arsenik i främst kräftor och snäckor Huruvida de undersökta organismerna påverkas negativt av de förhöjda arsenikhalterna är oklart. Analys av mundelsskador hos fjädermygglarver visade dock på förhöjd skadefrekvens, men underlaget var litet. Toxicitetstest på sedimenten visade på akuttoxisk effekt av sediment cm u sy. I ytsedimenten kunde däremot ingen akuttoxisk effekt noteras. I porvatten uppmättes ingen toxisk effekt. Naturvetenskapligt motiverad riskreduktion är att reducera den interna cirkulationen av arsenik i Lillesjön och risken för att sedimenten i framtiden kommer att frisätta en ökad mängd löst arsenik, att minska riskerna för människors hälsa och sediment- och vattenlevande djur kopplat till förhållandena i Lillesjön och att minska riskerna för sediment- och vattenlevande djur i Perstorpabäcken och dammen vid Önnarp. Uppdragsnummer

4 Innehållsförteckning 1.0 INLEDNING SYFTE AVGRÄNSNINGAR RISKBEDÖMNINGSMETODIK OMRÅDESBESKRIVNING UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR PROBLEMBESKRIVNING Föroreningssituationen Skyddsobjekt och exponering Spridningsvägar Konceptuell modell FÖRORENINGSSPRIDNING - MASSBALANS EXPONERINGS- OCH EFFEKTANALYS Representativa halter Risker för människors hälsa Bad Akuta effekter Kroniska effekter Bevattning Konsumtion av fisk och kräftor Risker för miljön Jämförelse med relevanta haltkriterier Sediment Ytvatten Bevattning Biologiska undersökningar Fisk, kräftor och snäckor Bottenfauna Uppdragsnummer i

5 Sedimentens toxicitet SAMLAD RISKBEDÖMNING - RISKKARAKTÄRISERING Framtidsprognos Osäkerheter Behov av riskreduktion REFERENSER TABELLFÖRTECKNING Tabell 1: Arsenik i sediment (mg/kg TS) Tabell 2: Arsenik i vattenpelaren (µg/l) Tabell 3: Arsenik i muskel hos fisk, kräfta och snäcka i Lillesjön (mg/kg våtvikt) Tabell 4: Arsenik i sediment (mg/kg TS). Värden som överstiger PEL är rödmarkerade i tabellen nedan, och värden som överstiger ICQG är markerade i gult. Den representativa halten anges i fet stil Tabell 5: Arsenik i ytvatten µg/l. Värden som överstiger CCMEs riktvärde är rödmarkerat i tabellen nedan och den representativa halten anges i fet stil FIGURFÖRTECKNING Figur 1: Illustration riskbedömning... 2 Figur 2: Översiktskarta... 3 Figur 3: Konceptuell modell... 7 Figur 4: Massbalans för arsenik idag Figur 5: Massbalans för arsenik efter marksanering Figur 6: Arsenik i organismer i Lillesjön, Storesjön och referenslokaler BILAGOR No table of contents entries found. Uppdragsnummer ii

6 1.0 INLEDNING Lillesjön är en mindre sjö i anslutning till Grimstorp, Nässjö kommun. Sjön utgör närmsta ytvattenrecipient för föroreningar från den träimpregnering som bedrevs strax norr om Lillesjön (huvudsakligen på fastigheterna Hattsjöhult 1:14 och 1:16) från 1920-talet fram till början av 1960-talet. Vid impregneringen användes CCAmedel (koppar, krom och arsenik) samt kreosotolja. Nässjö kommun genomför en huvudstudie av Lillesjön och nedströms vattendrag vilka kan ha förorenats på grund av spridning från den f.d. impregneringsanläggningen. Golder Associates AB (Golder) har fått uppdraget att genomföra studien. I föreliggande rapport behandlas den fördjupade riskbedömningen. 2.0 SYFTE Syftet med föreliggande rapport är att: Baserat på den geokemiska utredningen sammanfatta massbalansen vad gäller arsenik i Lillesjön Baserat på underlagsutredningar redovisa en fördjupad riskbedömning för Lillesjön Definiera åtgärdsbehovet för Lillesjön 3.0 AVGRÄNSNINGAR Då arsenik har visat sig vara det ämne som förekommer i högst halter i Lillesjön, i förhållande till bakgrundshalter och jämförvärden, och inga andra ämnen har visat sig förhöjda på samma tydliga sätt över hela sjön (se fältrapporten i denna rapportserie) fokuseras föreliggande riskbedömning på arsenik. 4.0 RISKBEDÖMNINGSMETODIK Risk uttrycks vanligen som sannolikheten för och konsekvensen av en händelse som kan medföra skada på skyddsobjekt, exempelvis människors hälsa eller miljön, enligt Naturvårdsverkets vägledning (rapport 5976). För att ett förorenat område skall utgöra en risk krävs en föroreningskälla där föroreningen är tillgänglig eller kan transporteras till platser där människa och miljö kan exponeras. För att en faktisk risk skall föreligga måste exponeringen vara av sådan omfattning att den kan ge upphov till en negativ effekt på skyddsobjekten. Enbart förekomsten av en förorening innebär således inte automatiskt en risk för negativ påverkan. Föreliggande riskbedömning har genomförts enligt den modell som sammanfattas i Figur 1 nedan: Uppdragsnummer

7 Figur 1: Illustration riskbedömning Utifrån ovanstående är det således viktigt att utreda vilka föroreningar som förekommer, i vilken omfattning de förekommer samt i vilken form de förekommer. Vidare behöver skyddsobjekt identifieras, samt på vilket sätt och i vilken omfattning skyddsobjekten kan komma i kontakt med föroreningarna. Riskbedömningsmetodiken baseras på NV5976 och utgörs av fyra huvudmoment. I problembeskrivningen identifieras och karaktäriseras de föroreningar som bedöms vara relevanta för riskbedömningen, liksom potentiella spridnings- och exponeringsvägar samt relevanta skyddsobjekt (människor och miljö). Problembeskrivningen sammanfattas i en konceptuell modell som illustrerar hur potentiellt miljö- och hälsoskadliga ämnen från det förorenade området kan nå och exponera skyddsobjekten. I exponeringsanalysen beräknas eller uppskattas den föroreningsmängd som skyddsobjekten kan komma att exponeras för, baserat på representativa halter i olika medier, spridnings- och exponeringsvägar samt exponeringens omfattning. Den representativa halten är den halt som bäst beskriver föroreningssituationen i ett område utan att risken underskattas och utarbetas exempelvis med hjälp av statistisk bearbetning av undersökningsresultat. Även faktorer som biologisk tillgänglighet, nedbrytbarhet och bioackumulation kan utredas. I effektanalysen bestäms den föroreningshalt under vilken risken för negativa effekter bedöms som acceptabel. Denna nivå utgörs vanligen av riskbaserade jämförelsekriterier såsom jämförvärden för skydd av akvatiskt liv eller toxikologiska referensvärden. Riskkaraktäriseringen innefattar en utvärdering av negativa miljö- och hälsoeffekter som kan orsakas av exponering från ett förorenat område och baseras vanligen på en jämförelse mellan representativa halter i olika medier och riskbaserade haltkriterier. Vidare beskrivs eventuella osäkerheter. Uppdragsnummer

8 5.0 OMRÅDESBESKRIVNING Lillesjön är belägen i södra delen av Nässjö kommun, Jönköpings län. Sjön är omkring 1,6 km lång och 400 meter bred med en yta på 55 ha och ett medeldjup på 3,1 meter (maxdjup 6,2 m). Längs nordvästra stranden ligger Grimstorp, ett samhälle med omkring 400 invånare. Norr om sjön låg den impregneringsanläggning som har orsakat de förhöjda föroreningshalterna i sjön. Väster om Lillesjön ligger Storesjön, vilken är skild från Lillesjön genom en vattendelare. Eventuellt finns ett grundvattenflöde mellan de två sjöarna. Storesjön har använts som referenslokal i genomförda undersökningar. I södra delen av Lillesjön utgår Perstorpabäcken, vilken sträcker sig 8 km innan den mynnar i Uppsjön. Uppsjön står i direkt förbindelse med Sandsjön vilken i sin tur är förbunden med Prinsasjön via ett näs. Nedströms Prinsasjön går vattnet från Lillesjön in i Emån vilket innebär att vattnet når Östersjön i norra delen av Kalmarsund, omkring 20 mil nedströms Lillesjön. Lillesjön är eutrofierad, vilket indikeras av höga totalfosforhalter, hög klorofyllhalt samt stor fiskbiomassa. Emån har ett artrikt naturliv och är av riksintresse för naturvård. Lillesjön används för bad och fiske och eventuellt även för bevattning. Vattenförsörjningen till Grimstorp samhälle tas dock från en kommunal grundvattentäkt belägen omkring 500 meter norr om det f.d. impregneringsområdet. Området omkring Lillesjön består framförallt av skogsbygd med inslag av odlingsmark. Figur 2: Översiktskarta Uppdragsnummer

9 6.0 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR En huvudstudie har tidigare genomförts för den f.d. träimpregneringen. Dessutom har en förstudie gjorts av Lillesjön. I Bilaga 1 till PM 10:01 i denna rapportserie Projektplan, Huvudstudie Lillesjön sammanställs befintliga undersökningar av området. Nedanstående rapporter är inkluderade i sammanställningen: Reviderad riskbedömning, åtgärdsutredning och riskvärdering för Grimstorps f d impregneringsanläggning, Nässjö kommun, del av reviderad huvudstudie, Kemakta Konsult AB och DGE Mark och Miljö AB, ; Huvudstudierapport för Efterbehandling av Grimstorp f d impregneringsanläggning, Grimstorp, Nässjö Kommun, Vista Väg och Vatten AB, ; Förstudie av Lillesjön i Grimstorp, Kemakta Konsult AB, ; Sammanställning av resultat från yt- och grundvattenprovtagning vid Grimstorps f.d. impregneringsanläggning. Kontrollprogram innan sanering - mars 2007 till december Lst i Jönköpings län PM 2011:1 Äldre tekniska handlingar rörande VA-frågor i Grimstorp, Jönköping, 1950-talet I PM 10:02 i denna rapportserie Behovsanalys Biologiska undersökningar Lillesjön sammanställs de tidigare biologiska undersökningar som gjorts i Lillesjön. Inom ramen för Huvudstudie Lillesjön har följande rapporter upprättats: Fält- och resultatrapport, Golder Geokemin i Lillesjön och nedströms recipienter, Golder Biologiska undersökningar i Lillesjön Arsenikinnehåll i fisk, kräfta, snäcka samt toxicitetstester, Calluna PM Sekventiell lakning av sediment från Lillesjön, Golder Ovan förteckning utgör underlag för riskbedömningen. 7.0 PROBLEMBESKRIVNING Nedan ges en övergripande redogörelse över de aspekter som påverkar riskbilden. Dessa utgörs främst av de skyddsobjekt, spridnings- och exponeringsvägar som identifierats. Uppgifterna sammanfattas i en konceptuell modell som den fortsatta riskbedömningen baseras på. Som tidigare nämnts fokuserar föreliggande riskbedömning på arsenik. Problembeskrivningen är en generell beskrivning av rådande förhållanden, medan kvantitativa bedömningar av halter, exponering och spridning görs i efterföljande avsnitt. 7.1 Föroreningssituationen Vid de miljötekniska undersökningar som utförts i sediment och ytvatten i Lillesjön har flera metaller påvisats i förhöjda halter jämfört med relevanta jämförvärden och uppmätta halter i referenssjön Storesjön. I sediment har förhöjda halter arsenik, kadmium, krom, kvicksilver, bly och zink påträffats och i ytvatten är halten arsenik förhöjd, liksom halterna av exempelvis aluminium och mangan. I sedimenten har de högsta arsenikhalterna uppmätts i det ytligaste lagret (0 10 cm). Uppdragsnummer

10 Arsenik är den förorening som förekommer i högst halter i förhållande till använda jämförvärden och i samtliga prover där förorening påvisats är halten arsenik förhöjd. Med anledning av ovanstående fokuserar föreliggande riskbedömning enbart på arsenik. Arsenikföroreningen i Lillesjön härrör från den tidigare impregneringsanläggningen där trä impregnerats med bland annat CCA-medel, innehållande koppar, krom och arsenik. Arsenik är ett välkänt toxiskt ämne som kan ge allvarliga effekter vid både akut och kronisk exponering. Intag av arsenik kan ge symptom som kräkningar, onormal hjärtrytm och blodkärlsskador och vid stora intag kan arsenik vara dödligt. Vid mindre intag under lång tid kan arsenik vara cancerframkallande och kan innebära ökad risk för tumörer i hud, lunga, urinblåsa och njure, och möjligen även andra organ. Människor exponeras huvudsakligen för arsenik genom oralt intag, främst av dricksvatten, eller inandning. Absorptionen via hud är liten. Transporten av arsenik i styrs av ett flertal olika processer. Löst arsenik är mer rörlig än fastlagd och kan transporteras långa sträckor nedströms, medan arsenik som fastläggs kan påverka sedimentationsprocessen och därmed halten arsenik i sedimenten. Fastläggning av arsenik gynnas generellt av att ph är lågt, förekomst i femvärd form samt förekomst av viktiga bärarfaser som järn, mangan och TOC. Arsenik förekommer vanligen som negativt laddade joner och binder därmed till positivt laddade ytor, vilket medför att fastläggningen ökar med lägre ph (högre protonkoncentration). ph påverkar även i vilken form arsenik föreligger; lågt ph i kombination med låg redoxpotential ökar andelen trevärd arsenik viket leder till minskad fastläggning, då femvärd arsenik binder i högre grad än trevärd arsenik. Vidare minskar fastläggningen med ökad koncentration organiska syror, eftersom dessa konkurrerar med arsenik om bindningsytor. Förutom i Lillesjön har undersökningar utförts i Storesjön samt i de nedströms liggande vattendragen Perstorpabäcken, Uppsjön, Sandsjön och Prinsasjön. Arsenikhalten i sediment i Storesjön, som fungerar som referenssjö, är i nivå med kanadensiska CCME:s riktvärden för skydd av sedimentekosystemet. I Perstorpabäcken, som sammanbinder Lillesjön med nedströms liggande sjöar, har förhöjda arsenikhalter uppmätts i vissa provpunkter, framför allt i Önnarpsdammen, som ligger ett par kilometer söder om Lillesjön. Nedströms Önnarpsdammen har något förhöjda halter på vistas i en punkt i Perstorpabäcken och en punkt i Uppsjön. Dessa halter överstiger dock endast det kanadensiska jämförvärdet marginellt och är i nivå med halten i Storesjön. Inga kraftigt förhöjda halter i nivå med dem som uppmätts i Lillesjön (>100 mg/kg TS) har påvisats. I nedströms ytvatten är arsenikhalterna något förhöjda i förhållande till halterna i Storesjön i provpunkterna i och uppströms dammen i Önnarp. Nedströms dammen är halterna av samma storleksordning som i Storesjön. 7.2 Skyddsobjekt och exponering Skyddsobjekt är människor, levande organismer eller ekosystem som kan påverkas negativt av föroreningar som de exponeras för. Med avseende på risk för negativa effekter på grund av förekomsten av arsenik i Lillesjön har följande skyddsobjekt identifierats: Människors hälsa: - Människor som badar i Lillesjön. Vid bad kan människor exponeras genom intag och hudkontakt med förorenade sediment. Hudkontakt kan också förekomma vid aktiviteter som båtliv och fiske. - Människor som använder sjövatten för bevattning och intar grödor som bevattnats med vatten från Lillesjön. Uppdragsnummer

11 - Människor som intar fisk och kräftor som fångats i Lillesjön. Människor bor i nära anslutning till Lillesjön och det är sannolikt att de regelbundet använder sjövattnet för bad, fiske och bevattning. Miljö: - Vatten- och sedimentlevande organismer i Lillesjön - Skydd av grödor vid bevattning - Ytvatten som naturresurs. 7.3 Spridningsvägar Nedan sammanfattas föroreningsspridningen, som beskrivs närmare i avsnitt 4. I Lillesjön fungerar de förorenade sedimenten som källterm. De spridningsvägar som konstaterats är: - Resuspension - Diffusion - Spridning av lösta och partikelbundna föroreningar till nedströms vattensystem Uppdragsnummer

12 7.4 Konceptuell modell En konceptuell modell för Lillesjön redovisas i Figur 3. Figur 3: Konceptuell modell Uppdragsnummer

13 8.0 FÖRORENINGSSPRIDNING - MASSBALANS Nedan ges en översiktlig redogörelse över de processer som inverkar på spridningen av arsenik inom Lillesjön och till nedströms liggande vattendrag. En utförlig beskrivning av förutsättningarna för spridning beskrivs i rapporten Geokemin i Lillesjön och nedströms recipienter. I avsnittet redovisas även en massbalans, det vill säga en kvantifiering av mängden arsenik som tillförs och sprids inom och från Lillesjön. Arsenikföroreningen i Lillesjön härrör från den tidigare impregneringsanläggningen Grimstorp vid sjöns norra del. Arsenik sprids till sjön via grundvatten samt via två diken (östra och västra diket). Utförda undersökningar visar på kraftigt förhöjda arsenikhalter i sedimenten, främst i det ytligaste sedimentlagret (0-10 cm). Resuspension De höga föroreningshalterna i ytsedimenten i Lillesjön indikerar att de förorenade sedimenten resuspenderas. De störs och rörs om, sannolikt som en effekt av att organismer, framförallt fisk. Biomassan av fisk i Lillesjön är fyra gånger så hög som referensvärdet. Viktmässigt dominerar sutare och mört. Antalsmässigt dominerar mörten med två mörtar per abborre vilket också är betydligt större än referensvärdet (Lst i Jönköping, 2011). Vid resuspensionen virvlar arsenik i sedimenten upp som suspendat i vattenpelaren och kan därmed spridas till andra delar av sjön och vidare nedströms. Sedimentfälleundersökningar och filtrering av suspendat visar att det är samma sediment som cirkulerar i hela sjön. Både arsenikhalterna och andra undersökta parametrar följer samma mönster i samtliga lokaler. Även sekventiella lakningar har visat på likartade sediment över hela sjön och utförd åldersdatering indikerar att de översta 8 cm i sedimenten är omblandade. Ingen översedimentering med förhållandevis renare sediment förefaller således ske. Diffusion och metallvandring I Lillesjön varierar andelen löst arsenik både i yt- och djupled. Andelen löst arsenik är högre i den södra delen av sjön, vilket indikerar frisättning av arsenik som i den norra delen av sjön var bunden till partiklar. Den porvattenextraktion som utförts i fyra provpunkter visar i samtliga fall att halten fastlagd arsenik sjunker mot djupet medan halten i porvatten stiger. Detta är kopplat till att arsenik i de övre sedimentlagren binder till järn och mangan, som i Lillesjön främst finns i de ytligare sedimenten. Järn och mangan reduceras då sedminten pålagras med nya sediment och den fastlagda arseniken löser upp sig. Djupare ner i sedimenten är redoxpotentialen lägre vilket gör arseniken mer mobil. Detta medför att den kan vandra uppåt i sedimenten där redoxpotentialen är högre och anrikas i ytan genom fastläggning i olika bärarfaser. Spridning av arsenik mellan porvatten i sedimentet till vattenpelaren kan ske genom diffusion, vid förekomst av en koncentrationsgradient. En sådan kan uppstå då arsenik som är bunden till partiklar i sedimenten frisätts, exempelvis på grund av ändrad redoxpotential. För att utjämna koncentrationsgradienten börjar de lösta ämnena, inklusive arsenik, vandra antingen uppåt mot sedimentytan och vidare upp i vattenpelaren, eller nedåt i sedimenten. Diffusionen i Lillesjön har undersökts genom provtagning och analys av porvatten och bottenvatten. Proverna visar att riktningen på diffusionsflödet varierar kraftigt vilket indikerar att diffusionen inte är konstant när det gäller riktning. Löst arsenik transporteras omväxlande upp mot vattenpelaren och nedåt i sedimenten. Processen påverkas exempelvis av vattentemperatur och eventuell förekomst av språngskikt i vattenpelaren. Under höst och vår, då vattenmassan rörs om minskar arsenikkoncentrationen i bottenvattnet, vilket leder till ökad diffusion av arsenik från sedimenten. Är Uppdragsnummer

14 bottenvattnet mer stillastående jämnas koncentrationen mellan sediment och vatten ut och diffusionen från sedimenten minskar. Sammanställt över året bedöms en transport av arsenik från sedimenten till vattenpelaren förekomma. Barriärer Geokemiska processer som bidrar till sedimentation och/eller ökad fastläggning av arsenik, och därmed fördröjer spridning fungerar som barriärer. För nedströms recipienter fungerar även utspädning som en slags barriär. Massbalans Genom en uppskattning av mängden arsenik som årligen transporteras till Lillesjön och resultat från provtagningarna av sediment och vatten har en massbalans upprättats. Följande uppgifter ligger till grund för beräkningarna: Till Lillesjön transporteras årligen arsenik via diken och dagvatten samt via grundvatten. Utifrån de förutsättningar som råder idag, med utgångspunkt i att föroreningarna orsakade av den tidigare impregneringsanläggningen inte åtgärdats, bedöms den årliga transporten av arsenik till Lillesjön utgöras av mellan 10 och 15 kg arsenik. Av dessa antas 5 kg komma via diken och mellan 5 och 10 kg via grundvatten. Den uppskattade totala mängden arsenik i sedimenten beräknas uppgå till mellan 1700 och 2000 kg, varav kg i det översta sedimentlagret (vilket torde utgöra den huvudsakliga källtermen). Mängden har beräknats utifrån den omfattande sedimentkartering som utförts i Lillesjön. Sedimentationen i Lillesjön har med hjälp av utsatta sedimentfällor beräknats till ca 118 kg As/år. Utförda diffusionsberäkningar visar att ca 6 kg As/år avgår från sedimenten till vattenpelaren via diffusion. Flödet ut från Lillesjön har uppskattats med hjälp av beräkningar som utförts genom kontrollprogram för omgivningspåverkan, avseende mängden arsenik från Lillesjön som når Perstorpabäcken. Belastningen uppgår till ca 14 kg/år. Resuspensionen uppskattas genom att beräkna differensen mellan sedimentationen samt nettotillförseln av arsenik. En årlig tillförsel på 10 kg arsenik innebär att resuspensionen blir 116 kg/år. En högre tillförsel utifrån indikerar mindre tillförsel via resuspension och 15 kg tillförd arsenik ger att 111 kg arsenik resuspenderas årligen. Den sammanlagda massbalansen redovisas i Figur 4. Senare utförda beräkningar inom ramen för projekteringen av marksaneringen avseende spridningen via grundvatten indikerar att ett värde i den lägre delen av intervallet 5 15 kg är mest sannolikt. Det innebär att den inkommande mängden arsenik är i samma storleksordning som den utgående mängden. Uppdragsnummer

15 Figur 4: Massbalans för arsenik idag. Enligt det åtgärdsmål avseende arsenikbelastning som satts upp inom ramen för efterbehandling av den tidigare impregneringsanläggningen, antas tillförseln av arsenik från grundvatten kommer att minska från 5 15 kg/år till 1 kg/år. Minskad tillförsel innebär lägre halt arsenik i vattenpelaren, och en ökad koncentrationsgradient mellan porvatten och bottenvatten. Vilken arsenikhalten i vattnet blir beror dels av hur mycket som kommer från impregneringsanläggningen efter sanering, dels av hur mycket som kommer från andra källor. Om arsenikhalten i vattnet blir 0,6 µg/l, vilket är satt som målhalt i Kemaktas riskbedömning (Kemakta, 2007) ökar diffusionen till 8,4 kg/år. Det bedöms att sedimentation och resuspension inte förändras, vilket är sannolikt då inte halterna i ytsedimenten förändras. Vidare bedöms det att den totala mängden arsenik i sedimenten förblir oförändrad. Detta ger att uttransporten av arsenik från Lillesjön efter marksanering av den f.d. impregneringsanläggningen blir 3 kg/år. Uppskattad massbalans efter planerad sanering av den tidigare impregneringsanläggningen redovisas i Figur 5. Uppdragsnummer

16 Figur 5: Massbalans för arsenik efter marksanering Vilken ytvattenhalten blir i Lillesjön efter sanering är inte möjligt att bedöma i dagsläget, då halten inte enbart beror av tillskotten från impregneringsanläggningen utan även av andra, okända tillskott. Sannolikt blir halten någonstans mellan 7 µg/l (dagens medelhalt) och 0,6 µg/l (den målhalt som anges i Kemakta (2007)). Detta innebär att diffusionen blir någonstans mellan 6 och 8,4 kg/år och att det från Lillesjön transporteras någonstans mellan 3 och 14 kg/år. Effekter av spridning i nedströms områden? I nedströms vattensystem har förhöjda arsenikhalter i sediment påvisats ställvis i Perstorpabäcken samt i dammen vid Önnarp. Sannolikt är detta en effekt av den historiska belastningen som rimligen var mer omfattande än dagens. Längre nedströms dammen vid Önnarp saknas spår av förhöjda arsenikhalter i sediment eller vatten. Golder bedömer inte att dagens spridning ger upphov till förhöjda halter i sediment eller vatten nedströms. Därtill är belastningen för liten och utspädningen för stor. Uppdragsnummer

17 9.0 EXPONERINGS- OCH EFFEKTANALYS Föreliggande riskbedömning utgörs huvudsakligen av jämförelser mellan representativa arsenikhalter i sediment och ytvatten samt biologiska organismer. 9.1 Representativa halter De representativa föroreningshalterna i ytvatten och sediment är baserade på statistik för uppmätta halter och utgörs av den övre 95-procentiga konfidensgränsen för medelvärdet (UCLM 95 ). UCLM 95 rekommenderas som representativ halt av Naturvårdsverket om en väldefinierad säkerhet för att inte underskatta risken önskas (NV 5976). Måttet kan sägas representera ett värde som det verkliga medelvärdet med 95 % sannolikhet underskrider. UCLM 95 har beräknats med USEPAs programvara ProUCL och Chebyshev Inequality Method som är en icke parametrisk metod och därför användbar för en rad olika fördelningar (den baseras alltså inte på att den verkliga fördelningen är känd). Då metoden är enkel och ingen av de andra av USEPA föreslagna metoderna är avsevärt mycket bättre har den aktuella metoden valts. I beräkningsprogrammet ProUCL finns algoritmer som tar hänsyn även till värden under rapporteringsgränsen. Där det befintliga dataunderlaget inte är tillräckligt stort tillåter den statistiska bearbetningen av konservativa skäl att uppmätta maxhalter utgör representativa halter. Sedimenten i Lillesjön har provtagits i 50 provpunkter, varav 20 har undersökts ända ner till en meters djup. Tabell 1: Arsenik i sediment (mg/kg TS) Djup Min Max Medel Median UCLM 95 n n det 0 10 < ,2 69,7 162, < ,9 69, < , , < 3 56,4 17,7 13,2 29, < 3 22,8 11,7 11,3 17, < 3 20,3 11,6 12,1 15, Undersökningarna av ytvatten har koncentrerats till tre stycken punkter i Lillesjön som provtagits vid fyra olika tillfällen; juni och september 2010 samt januari och april Både yt- och bottenvatten har analyserats men eftersom de uppmätta halterna förefaller ligga på samma nivå presenteras inga separata resultat för ytvatten respektive bottenvatten. Den representativa föroreningshalten baseras på samtliga ovan nämnda mätningar och motsvarar således en representativ arsenikhalt för hela vattenpelaren över hela året. De angivna halterna avser filtrerade prover. Inga ofiltrerade ytvattenprov har analyserats, men halter motsvarande ofiltrerade prov har tagits fram utifrån utförda undersökningar av suspendat där halt i filtrerat vatten, halt i suspendat och mängd suspendat tillsammans ger halten arsenik i det ofiltrerade vattnet. Halterna är i nivå med de ofiltrerade proverna vilket visar att arsenik i ytvattnet huvudsakligen förekommer i löst form. Uppdragsnummer

18 Tabell 2: Arsenik i vattenpelaren (µg/l) Min Max Medel Median UCLM 95 n n det Filtrerade prov 0,9 9,5 5,1 4,5 7, Ofiltrerade prov 1,3 9,1 5,2 4,9 8, Även avseende halten arsenik i muskel hos fisk, kräfta och snäckor har representativa halter tagits fram. UCLM 95 har beräknats enligt ovan, där mängden underlagsdata är tillräcklig. I de prov där ingen arsenik detekterats används laboratoriets rapporteringsgräns i beräkningarna. Tabell 3: Arsenik i muskel hos fisk, kräfta och snäcka i Lillesjön (mg/kg våtvikt) Min Max Medel Median UCLM 95 n n det Abborre 0,03 0,1 0,05 0,04 0, Gädda 0,06 0, Kräfta 0,19 0,6 0,3 0,3 0, Snäcka 1,05 3,4 1,7 1,3 2, Risker för människors hälsa Nedan görs en bedömning av om risk föreligger för de exponeringsvägar som identifierades i problembeskrivningen; bad, intag av bevattnade grödor samt intag av fisk och kräftor Bad Vid bad kan människor exponeras för arsenik via oralt intag och hudkontakt med sediment eller ytvatten. Generellt är dock hudupptaget av betydligt mindre omfattning än det orala upptaget. Naturvårdsverket använder samma värde för tolerabelt dagligt intag för hudupptag som för oralt upptag, vilket innebär att toxiciteten inte anses vara högre vid hudupptag. Utifrån ovanstående bedöms risken för negativa effekter med avseende på hudkontakt med förorenade sediment som liten Akuta effekter Arsenik är ett ämne som bedöms ha hög akut toxicitet. NV har därför tagit fram ett riktvärde för skydd mot akuta hälsoeffekter, som avser skydda ett litet barn med kroppsvikten 10 kg vid ett engångsintag av 5 g jord (NV5976). För arsenik är det akuttoxiska riktvärdet 100 mg/kg TS. I det ytligaste sedimentlagret (0 10 cm) är den representativa halten 162,4 mg/kg TS och därmed föreligger en teoretisk risk för små barn med avseende på akuta effekter vid intag av förorenade sediment. Det akuttoxiska riktvärdet överstigs i 22 av totalt 50 provpunkter i det ytligaste sedimentlagret och den högsta uppmätta halten är hela 5 gånger högre än riktvärdet. I en punkt har akuttoxiska halter uppmätts 30 cm ner i sedimentet Kroniska effekter Riskkaraktäriseringen för kroniska effekter baseras framtagande av en riskkvot enligt Uppdragsnummer

19 Riskkvot = Exponering/Toxikologiskt referensvärde Är riskkvoten mindre än 1, det vill säga om exponeringen är mindre än det toxikologiska referensvärdet, föreligger ingen oacceptabel hälsorisk. Arsenik är cancerogent och därmed utgörs det toxikologiska referensvärdet av en lågrisknivå (RISK or ), som motsvarar en acceptabel ökad cancerrisk på 1 på individer. För arsenik är RISK or satt till 6,0E-06 mg/kg och dag. I enlighet med NV5976 justeras inte exponeringen av cancerogena ämnen med avseende på eventuell exponering från andra källor än aktuell förorening, utan hela exponeringen får intecknas genom intag av arsenik i förorenade sediment i samband med bad i Lillesjön. Exponeringen, det dagliga intaget av arsenik, för de människor som badar i Lillesjön beräknas utifrån Naturvårdsverkets vägledning för riskbedömning av förorenade områden (NV 5976). För genotoxiska ämnen som arsenik baserar NV ett livstidsmedelvärde för intag av jord på följande: Barn antas väga 15 kg och inta 120 mg jord dagligen under 6 år Vuxna antas väga 70 kg och inta 50 mg jord dagligen under 74 år Livstidsmedelvärdet för dagligt intag av jord under 80 år blir utifrån detta 1,3 mg jord/kg kroppsvikt och dag. Ett dagligt intag av förorenade sediment förefaller dock inte rimligt med avseende på intag vid bad. Skyddsobjekten (badande barn och vuxna) antas istället kunna exponeras för förorenade sediment under 30 dagar per år. Om övriga antaganden inte ändras resulterar det minskande antalet exponeringsdagar i att livstidsmedelvärdet för intag av förorenade sediment blir 0,11 mg/kg och dag. Ett livstidsmedelvärde för dagligt intag av arsenik tas fram med hjälp av den representativa halten i det ytligaste sedimentlagret; 162 mg/kg TS. Utifrån detta fås ett livstidsmedelvärde 1,85E-05 mg As/kg och dag. Riskkvoten för arsenik i Lillesjön blir således: 1,85E-05/6,0E-06 = 3,1 En teoretisk risk för människors hälsa i samband med intag av sediment från Lillesjön kan därmed inte uteslutas. All arsenik i sedimenten är dock inte tillgänglig för upptag i människans mag-tarmkanal. Endast den andel arsenik med svagare bindning till partiklar blir tillgänglig vid kontakt med den sura magsaften. De sekventiella laktester som utförts visar på att cirka 40 % av arseniken i sedimenten i Lillesjön är tillgänglig för upptag hos människan (se geokemirapport). Det innebär att 7,4E-06 mg As/kg och dag är biotillgänglig för människor. Riskkvoten efter justering för biotillgängligheten hos arsenik i Lillesjön blir: 7,4E-06/6,0E-06 =1,2 Även då biotillgängligheten beaktas är riskkvoten större än 1, och en teoretisk risk för negativa effekter kan inte uteslutas. För att bedöma eventuell risk i samband med intag av förorenat ytvatten jämförs den representativa halten med Livsmedelsverkets dricksvattenkriterium för arsenik, som är satt till 10 µg/l. Såväl UCLM 95 (7,6 µg/l) som den uppmätta maxhalten (9,5 µg/l) understiger dricksvattenkriteriet och således bedöms ingen risk föreligga avseende intag av sjövatten. Uppdragsnummer

20 9.2.2 Bevattning Lillesjön är omgiven av bostadshus med tillhörande trädgårdar och det kan inte uteslutas att vatten från Lillesjön används för bevattning av grödor. Nässjö kommun har rekommenderat att vatten inte hämtas från sjöns botten. Människor som äter otvättad frukt och grönsaker kan således komma att exponeras för arsenik via bevattningsvatten och eventuellt via små medföljande sedimentpartiklar. Dessa kan hamna på de bevattnade grödorna eller i marken där arsenik löses ut för att sedan tas upp av växterna. Som tidigare nämnts understiger halten arsenik i sjövattnet dricksvattenkriteriet och således bedöms inte vattnet i sig utgöra någon risk för människors hälsa. Med avseende på sedimentpartiklar i bevattningsvattnet kan däremot risk för negativa effekter inte uteslutas. Då arsenik är akuttoxiskt utgörs den huvudsakliga risken av att små barn intar sediment med höga arsenikhalter via otvättade grödor Konsumtion av fisk och kräftor Matfisk som gädda och abborre samt kräftor förekommer i Lillesjön. Fiske och intag av fisk och kräftor antas förkomma i begränsad omfattning. För arsenik finns inga gränsvärden för halten i fisk eller skaldjur. Den eventuella risk som är förknippad med intag har bedömts genom beräkning av riskkvoter, enligt den metod som beskrivs i avsnitt 6.2.1; där en hälsorisk bedöms föreligga om exponeringen överskrider det toxikologiska referensvärdet för ett ämne. Är riskkvoten mindre än 1 bedöms ingen oacceptabel risk föreligga. Riskkvot = Exponering/Toxikologiskt referensvärde Som tidigare nämnts utgörs det toxikologiska referensvärdet för arsenik av en lågrisknivå (RISK or ) som är satt till 6,0E-06 mg/kg och dag. Exponeringen för arsenik med avseende på intag av fisk och skaldjur har beräknats utifrån att vuxna antas äta 150 gram abborre från Lillesjön vid 5 tillfällen per år (totalt 750 gram) och 250 gram kräftor från Lillesjön en gång per år. Barn antas äta halva mängden. I samband med de biologiska undersökningar som utförts i Lillesjön har abborre visat sig lättare att fånga än gädda. Exponeringsberäkningen nedan baseras därför på halten arsenik i abborre. Den representativa halten arsenik i abborre är 0,07 mg/kg och i kräfta 0,4 mg/kg, se Tabell 3. Detta innebär att en vuxen årligen intar: 0,75 kg abborre * 0,07 mg As/kg = 0,05 mg As/år och 0,25 kg kräfta * 0,4 mg As/kg = 0,1 mg As/år Ovanstående ger ett totalt årligt intag av arsenik på 0,15 mg/år. I enlighet med NV5976 antas en vuxen väga 70 kg vilket innebär att 0,15/(70*365)= 6E-06 mg/kg intas dagligen. Ett barn intar årligen: 0,375 kg abborre * 0,07 mg As/kg = 0,03 mg As/år 0,124 kg kräfta * 0,4 mg As/kg = 0,05 mg As/år Det totala årliga intaget av arsenik för barn är 0,08 mg/år. Barns kroppsvikt uppskattas av NV till 15 kg vilket ger ett arsenikintag om 0,08/(15*365)= 1,5E-05 mg/kg och dag. Uppdragsnummer

21 Beräkning av ett livstidsmedelvärde för intag av arsenik via fisk och kräftor från Lillesjön beräknas enligt NV5976 utifrån en livstid på 80 år, varav 6 år som barn: (1,5E-05*6 + 6E-06*74)/80 = 6,7E-06 mg As/kg och dag Ovanstående resulterar i en riskkvot på 6,7E-06/6,0E-06 = 1,2. Den resulterande riskkvoten ligger precis över 1, vilket strikt skulle kunna tolkas som att en teoretisk risk föreligger. I praktiken bedöms risken som liten då beräkningarna är konservativa och förutsätter en kontinuerlig konsumtion under en hel livstid av fisk och kräftor fångade i Lillesjön. Det ska poängteras att arsenikhalterna i Lillesjöns skaldjur och fisk inte förefaller avvika i särskild stor mot andra svenska sjöar. 9.3 Risker för miljön De skyddsobjekt som identifierats med avseende på miljö är följande Vatten- och sedimentlevande organismer i Lillesjön Ytvatten som naturresurs Bevattnade grödor Inom ramen för föreliggande riskbedömning görs en jämförelse mellan de representativa halterna i ytvatten och sediment och relevanta haltkriterier samt en utvärdering av utförda biologiska undersökningar Jämförelse med relevanta haltkriterier Haltkriterier för sediment, ytvatten och bevattning av grödor har tagits fram av Canadian Council of Ministers for the Environment (CCME). Uppdragsnummer

22 Sediment CCMEs jämförvärden för sediment är baserade på långsiktiga nolleffektkoncentrationer och syftar till att skydda hela ekosystemet. De är framtagna för två olika skyddsnivåer; CCME-ICQG (Interim Sediment Quality Guidelines) under vilken inga negativa effekter förväntas uppkomma CCME-PEL (Probable Effect Level) över vilken effekter på ekosystemet är troliga Tabell 4: Arsenik i sediment (mg/kg TS). Värden som överstiger PEL är rödmarkerade i tabellen nedan, och värden som överstiger ICQG är markerade i gult. Den representativa halten anges i fet stil. Djup Min Max Medel Median UCLM 95 CCME-ICQG CCME-PEL 0 10 < ,2 69,65 162,4 5, < ,02 21,9 69,38 5, < , ,22 5, < 3 56,4 17,71 13,2 29,43 5, < 3 22,8 11,7 11,3 17,26 5, < 3 20,3 11,57 12,1 15,79 5,9 17 Den lokala bakgrundshalten har uppmätts i referenssjön Storesjön och är i nivå med CCME-PEL. I det ytligaste sedimentlagret (0 1 cm) uppmättes 19 mg As/kg TS och medelvärdet på prover tagna mellan 0 och 25 cm djup var 13 mg As/kg TS. Halterna i Lillesjön är kraftigt förhöjda vid jämförelse med CCMEs jämförvärden, och även i förhållande till den lokala bakgrundshalten. Risk för negativa effekter på sedimentekosystemet kan således inte uteslutas. Även arsenikhalterna i dammen i Önnarp överskrider CCMEs jämförvärden. Teoretiska risker för sedimentlevande djur föreligger således i dammens sediment Ytvatten Även för skydd av akvatiskt liv i sötvatten har CCME tagit fram haltkriterier. Dessa är utformade för jämförelse med ofiltrerade vattenprover. Då vattenproverna från Lillesjön är filtrerade är användandet av CCMEs riktvärde rakt av inte helt korrekt. En mer relevant jämförelse kan erhållas vid utvärdering av resultaten från utförda suspendatfiltreringar (se geokemirapporten). Halten arsenik i suspendat och mängden suspendat ger tillsammans med halten arsenik i det filtrerade vattnet ett värde som motsvarar ett ofiltrerat vattenprov. I Tabell 5 nedan jämförs CCMEs riktvärden med halterna i både filtrerade och ofiltrerade prover. Dataunderlaget med avseende på filtrerade prover är avsevärt större och de statistiska beräkningarna således säkrare. Jämförelsen indikerar tydligt att arsenikhalterna i Lillesjöns vatten överstiger jämförvärdet, även då partikelbunden arsenik filtrerats bort. Det framgår tydligt att arsenik i Lillesjön huvudsakligen föreligger i löst form. Uppdragsnummer

23 Värden som överstiger CCMEs riktvärde är rödmarkerat i tabellen nedan och den representativa halten anges i fet stil. Tabell 5: Arsenik i ytvatten µg/l. Värden som överstiger CCMEs riktvärde är rödmarkerat i tabellen nedan och den representativa halten anges i fet stil. Min Max Medel Median UCLM 95 CCMEytvatten CCMEbevattning Storesjön Filtrerade prov Ofiltrerade prov 0,9 9,5 5,1 4,5 7, ,3 1,3 9,1 5,2 4,9 8, Jämförvärdet för skydd av akvatiskt liv överstigs av såväl filtrerade som ofiltrerade prover vilket innebär att negativa effekter på ytvattenekosystemet inte kan uteslutas. De uppmätta halterna i Lillesjön är dessutom betydligt högre än halten i referenssjön Storesjön Bevattning CCMEs jämförvärde avseende skydd av grödor vid bevattning är 100 µg/l för arsenik, se Tabell 5. Även detta värde avser ofiltrerade vattenprover. Jämförvärdet underskrids med god marginal av de arsenikhalter som uppmätts i Lillesjön och således bedöms ingen risk att bevattnade grödor påverkas negativt föreligga. Som tidigare nämnts är det möjligt att sedimentpartiklar följer med bevattningsvattnet och kan hamna på grödorna. Det är dock arsenik i löst fas som är tillgänglig för upptag i grödor och små kvantiteter sediment utgör sannolikt ingen risk för negativa effekter på grödorna Biologiska undersökningar Biologiska undersökningar i syfte att utreda förekomsten av arsenik i muskel hos fisk (abborre och gädda), signalkräftor och snäckor samt att undersöka giftigheten i sediment och vatten genom toxicitetstester och analys av mundelsskador på fjädermyggslarver i Lillesjön och referenssjön Storesjön har utförts av Calluna AB på uppdrag av Golder. Samtliga undersökta arter bedöms vara relativt stationära, och därmed väl representera föroreningssituationen i Lillesjön. Bedömningsgrunder för arsenik i organismer saknas och de uppmätta halterna jämförs därför främst med halter från Storesjön samt tidigare utförda undersökningar i olika svenska sjöar Fisk, kräftor och snäckor Arsenikhalten i fisken från Lillesjön var högre än den i fisk från Storesjön, men vid jämförelse med andra studier var halterna låga, se Figur 6 nedan. Referensen utgörs av en mätning av arsenik i abborre och gädda i Valdemarsviken, som är förorenad av framför allt krom och kvicksilver. Vid en studie av två föroreningspåverkade sjöar i Eda kommun i Dalsland kunde arsenik över rapporteringsgränsen inte påvisas i fiskmuskel. Halterna var överlag också lägre än de som uppmättes vid en undersökning i Lillesjön Halterna i kräftor och snäckor var betydligt högre än i fisk, och tydligt förhöjda i Lillesjön jämfört med Storesjön. Halterna i Storesjön ligger i nivå med andra utförda studier; i exempelvis den relativt opåverkade Uppdragsnummer

24 mg As/kg muskel RISKBEDÖMNING LILLESJÖN sjön Flaten i Tyresö (kräftor) och ett industriområde i Järpen (snäckor). Gällande snäckor har högre arsenikhalter uppmätts i studier från Norrbotten och Västerbotten (upp till 1,2 mg/kg TS), vilka betraktades som låga. Beaktat den låga halten i snäckorna från Storesjön torde dock bakgrundshalten i området kring Lillesjön vara betydligt lägre än i exempelvis Västerbotten. Till skillnad från abborre och gädda som huvudsakligen är rovdjur vars föda består av mindre fiskar, är kräftor allätare, som äter allt de kommer över och troligen intar en del förorenade sediment. Snäckor äter växter och den biofilm som bildas på vegetation och bottnar. Arsenikinnehållet i snäckor speglar innehållet i biofilmen snarare än i sedimentet vilket indikerar att bakterier och alger i biofilmen troligen innehåller relativt höga halter av arsenik. Mängden arsenik som ansamlas i olika organismer bestäms inte enbart av födan, utan också vilka förutsättningar som finns för upptag, och en faktor som ph i mag-tarmkanalen kan inverka. Värt att notera angående föroreningshalten i kräftor är att metaller främst ansamlas i tarmkörteln och inte i stjärtmuskeln. 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Aborre Gädda Kräfta Snäckor Lillesjön Storesjön Referens Figur 6: Arsenik i organismer i Lillesjön, Storesjön och referenslokaler Undersökningarna visar att det finns ett upptag av arsenik i Lillesjön och halterna i de undersökta organismerna förefaller öka nedåt i näringskedjan. Ingen skillnad i halt mellan små och stora individer noterades för någon av de undersökta arterna. Resultaten indikerar att arsenik varken biomagnifieras eller bioackumuleras i Lillesjön. Huruvida de undersökta organismerna påverkas negativt av de förhöjda arsenikhalterna är oklart. Vid jämförelse av uppmätta halter i organismer från olika sjöar bör bakgrundshalten arsenik beaktas, samt de geokemiska förhållanden som kan påverka andelen arsenik bunden till partiklar respektive i löst form Bottenfauna Analys av mundelsskador hos fjädermygglarver (chironomider) visade på förhöjd skadefrekvens i Lillesjön jämfört med opåverkade vattenmiljöer. Underlaget var dock litet, och i Storesjön påträffades inte tillräckligt många individer för att kunna dra några slutsatser. Mundelsskador hos fjädermygglarver är ett allmänt tecken på att vattnet är förorenat, och går oftast inte att koppla till en specifik förorening. I Lillesjön Uppdragsnummer

25 förekommer dock främst arsenik i förhöjda koncentrationer och därmed kan skadan kopplas till förekomsten av arsenik. Överlag var bottenfaunan i Lillesjön tämligen artfattig Sedimentens toxicitet Toxicitetstest på sediment (genom mobilitetstest på Daphnia magna) visade på akuttoxisk effekt för de undersökta sedimenten på djupet cm i Lillesjön. Toxiciteten undersöktes genom att ta fram effektkoncentrationer där 20 respektive 50 % (EC20 resp. EC50) av de undersökta organismerna är döda eller oförmögna att simma vid testets slut. En låg effektkoncentration innebär således att ämnet har hög toxicitet. I ytsedimentet i Lillesjön, där de högsta arsenikhalterna uppmätts, kunde ingen akuttoxisk effekt noteras. En svag akuttoxisk effekt indikerades vid test av ytsediment (0 10 cm) i Storesjön. Ett EC20 värde som är mer än 10 gånger högre (alltså betydligt mindre toxiskt) än det som erhölls från sedimenten i Lillesjön noterades. Inget EC50 värde kunde uppmätas. Toxicitetstest på porvatten från ytsediment visade inte på någon toxisk effekt, varken i Lillesjön eller i Storesjön. Uppdragsnummer

26 10.0 SAMLAD RISKBEDÖMNING - RISKKARAKTÄRISERING Utförda undersökningar i Lillesjön visar att arsenikhalterna i sedimenten är kraftigt förhöjda i förhållande till relevanta jämförvärden och uppmätta lokala bakgrundshalter. Höga halter återfinns över hela sjön och djupt ner i sedimenten. De högsta halterna har uppmätts i ytsediment. Spridningen av arsenik från de förorenade sedimenten är stor, framför allt sker omfattande resuspension av de förorenade ytsedimenten. Ingen översedimentering med förhållandevis renare sediment förefaller ske vilket innebär att de förhöjda arsenikhalterna bedöms kvarstå under lång tid. Beräkningarna av massbalans före och efter sanering av den tidigare impregneringsanläggningen indikerar att arseniktillförseln kommer att minska. Dock kommer arsenikhalten sannolikt vara fortsatt förhöjd under en lång tid och riskerna förknippade med förorenade sediment kommer att vara i stort sett oförändrade då halterna i ytsediment på grund av resuspensionen inte förefaller avta. De huvudsakliga risker som identifierats inom ramen för föreliggande riskbedömning är följande: Den interna cirkulation av stora mängder arsenik (ca 100 kg/år), vilket motverkar att Lillesjön kommer att återhämta sig på sikt. Höga ytliga arsenikhalter kommer således att förekomma i lång tid framöver. Transporten av arsenik ut från Lillesjön är idag i samma storleksordning som intransporten. I framtiden finns dock en risk att sedimenten, via diffusion, ökar frigörelsen och spridning av löst arsenik. Detta på grund av att den förestående marksaneringen reducerar dagens belastning och en haltsänkning i Lillesjöns vatten är att förvänta. Uttransporten från Lillesjön förväntas minska efter genomförd marksanering. Sedimenten och Lillesjöns vatten uppvisar förhöjda arsenikhalter som innebär en teoretisk risk för sedimentlevande djur. Att dessa risker är troliga visas av förhöjda halter av arsenik i fisk, kräfta och snäcka visar på förhöjda halter jämfört med den lokala referenssjön Storesjön. Halterna i kräfta och snäcka är dessutom förhöjda i jämförelse med undersökningar utförda i andra delar av Sverige. Effekter i form av förhöjd skadefrekvens av mundelsskador på fjädermygglarver har påvisats. Slutligen visar toxicitetstester på Daphnia magna att sedimenten är toxiska. Vad gäller människors hälsa så har akuttoxiska halter av arsenik påvisats i Lillesjöns sediment. Halterna innebär att små barn vid direktintag kan få magåkommor. Riskerna bedöms föreligga i grunda och strandnära delar nära Grimstorps samhälle. Vidare kan en kontinuerlig och livslång exponering för förorenade sediment innebära en teoretisk förhöjd risk för cancer. Detta innebär att exponering för föroreningarna måste ske i den antagna omfattningen under en hel livstid. I praktiken bedöms det som mindre sannolikt då det vid varje badtillfälle krävs att en person dyker ned till bottnen och aktivt intar sediment. Antagandet förutsätter att även nyfödda barn utsätter sig för den angivna exponeringen, vilket Golder bedömer som mindre troligt. Slutligen kan det även konstateras att det föreligger en teoretisk förhöjd risk för cancer vid livslång och kontinuerlig konsumtion av skaldjur och fisk från Lillesjön. I praktiken bedöms risken som mindre sannolik då beräkningarna är ytterst konservativa (arsenikhalten i abborre har i de fall halten är under rapporteringsgräns ansatts till rapporteringsgränsen, vilket är en överskattning) och förutsätter ett sådant beteende från det att en person är nyfödd. Slutligen kan det konstateras att arsenikhalterna i Lillesjöns fisk inte avviker generellt från andra sjöar i Sverige. Effekter av spridning i nedströms områden kan främst konstateras i sedimenten i dammen vid Önnarp samt ställvis i Perstorpabäcken (sträckan mellan Lillesjön och dammen vid Önnarp). I dammen Uppdragsnummer