Sammanfattning. Bakgrund

2 Sammanfattning Bakgrund Inför eventuell omställning av markanvändningen på delar av kvarteret Valsverket 3-5 i Eskilstuna har en undersökning utförts av föroreningar i mark, porluft och grundvatten. Föroreningar av tungmetaller, olja, klorerade lösningsmedel samt cyanid har påträffats. Befintliga industribyggnader i kvarteret avses rivas och ny planerad markanvändning är bostäder. De nya byggnaderna avses utföras med källare och sannolikt krävs markschakt i dessa delar ned till 1,5-2 m under befintlig markyta. Byggnader utmed Bruksgatan avses behållas, med befintlig verksamhet (kontor, handel). Uppdrag och syfte Structor Miljöteknik AB har på uppdrag av Akelius Fastigheter i Eskilstuna AB utfört markmiljöundersökning och riskbedömning med åtgärdsutredning och riskvärdering av Valsverket 3-5 i Eskilstuna kommun. Uppdragets syfte är att utreda vilka risker det finns med påträffade föroreningar i mark och grundvatten i dagsläget och vid planerad markanvändning med bostäder. I denna rapport presenteras en riskbedömning och beräkning av platsspecifika riktvärden. Åtgärdsutredning och riskvärdering presenteras i senare och separat rapport. Konceptuell modell

3 Diskussion och slutsatser Området ligger i ett industriområde med en industriell påverkan sedan ca 100 år. Området är sedan länge och kommer troligen även i framtiden vara belastat med förorenad fyllning. Det kan konstateras att så även är fallet för de aktuella fastigheterna i denna riskbedömning. Den utförda riskbedömningen visar dock att risken för människor och miljö är acceptabel under rådande förhållanden. Vid planerad exploatering krävs dock skydd för exponering av ånga i inomhusluft, då det planeras för en känsligare markanvändning än pågående verksamhet. Vid planerad exploatering kommer ny växtjord att tillföras till planteringar och tidigare utredningar visar att ytterligare hänsyn till markmiljön inte ska krävas på platsen. Det har dock i tidigare riskbedömningar setts som kontroversiellt att helt frångå markmiljöskydd, trots ovan angivna motiv. Därför har två olika riktvärden beräknats, dels med markmiljöskydd motsvarande MKM-nivå och dels utan markmiljöskydd för att visa vilken skillnad det innebär. För vissa ämnen som koppar, krom, barium och zink samt vissa alifatfraktioner som påvisats på platsen blir det en stor skillnad i halt mellan scenario 1 (med MKM skydd för markmiljö) och scenario 2 (utan markmiljöskydd). Om avsteg från markmiljöskyddet inte kan accepteras bör denna skillnad riskvärderas när detaljplanen är fastställd för att bedöma eventuell extra sanering som krävs för tillämpande av scenario 1 istället för scenario 2. De justeringar som gjorts utifrån utförda laktester på Kd värden i scenario 3 (med justering av Kd värden på grund av lägre lakning) bedöms ha liten inverkan på beräknade riktvärden och inga avsteg från den generella modellen har gjorts utifrån den ytterligare bevisbörda som sannolikt krävs med fler laktester på olika typer av fyllnadsjord. Utifrån ovan förda resonemang förordas att PSRV enligt scenario 2 kan tillämpas för området.

4 Innehåll 1 Inledning 5 2 Uppdrag och syfte 5 2.1 Förutsättningar för riskbedömningen 6 3 Objektbeskrivning 6 4 Utförda undersökningar 6 5 Konceptuell modell 7 5.1 Föroreningssituation 8 5.2 Skyddsobjekt 9 5.3 Spridningsförutsättningar 10 5.4 Exponeringsvägar 16 6 Miljö- och hälsoriskbedömning 18 6.1 Åtgärdsmål 18 6.2 Skydd av markmiljö 18 6.3 Skydd av grundvatten 19 6.4 Skydd av ytvatten 20 6.5 Hälsoriskbedömning 23 7 Förslag till platsspecifika riktvärden 25 8 Diskussion och slutsatser 26 9 Referenser 27 Bilagor Bil 1 Bil 2 Bil 3 Metallers fastläggning i lera, Remedy by Sweden Fördjupad miljöriskbedömning av gamla Motala verkstad, Remedy by Sweden Uttagsrapporter

5 1 Inledning Inför eventuell omställning av markanvändningen på delar av kvarteret Valsverket 3-5 i Eskilstuna har en undersökning utförts av föroreningar i mark, porluft och grundvatten. Föroreningar av tungmetaller, olja, klorerade lösningsmedel samt cyanid har påträffats. Befintliga industribyggnader i kvarteret avses rivas och ny planerad markanvändning är bostäder. De nya byggnaderna avses utföras med källare och sannolikt krävs markschakt i dessa delar ned till 1,5-2 m under befintlig markyta. Byggnader utmed Bruksgatan avses behållas, med befintlig verksamhet (kontor, handel). Naturvårdsverket har tagit fram generella riktvärden för mark gällande ämnen som är vanligt förekommande i förorenade områden. De generella riktvärden har utarbetats för två olika typer av markanvändning där exponeringsvägar, exponerade grupper samt skyddsvärdet för miljön varierar. De generella riktvärdena anger den föroreningshalt under vilken risken för negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser normalt är acceptabel i efterbehandlingssammanhang. Dock är det viktigt att påpeka att överskridande av de generella riktvärdena inte nödvändigtvis medför negativa effekter. Platsspecifika förhållanden som kan skilja sig från den generella modellen är exempelvis människors exponering för föroreningar, spridningsförutsättningarna för de föroreningar som finns och skyddsvärdet för miljön i området och i omgivningen. Det är därför motiverat att genomföra en platsspecifik bedömning av de förutsättningar som gäller för aktuellt område. I denna rapport har beräkningarna av platsspecifika riktvärden grundats på Naturvårdsverkets modell beskriven i rapport NV 5976 samt tillhörande beräkningsprogram i excel. 2 Uppdrag och syfte Structor Miljöteknik AB har på uppdrag av Akelius Fastigheter i Eskilstuna AB utfört en miljö- och hälsoriskbedömning av Valsverket 3-5 i Eskilstuna kommun. Uppdragets syfte är att utreda vilka risker det finns i dagsläget och vid planerad markanvändning med bostäder med påträffade föroreningar i mark och grundvatten. I uppdraget ingår inte inventering, undersökning eller riskbedömning av befintliga byggnader. I uppdraget ingår följande utredningar som presenteras i separata rapporter: Åtgärdsutredning för att belysa vilka åtgärder som kan vidtas för att reducera miljöoch hälsoriskerna som är förknippade med de aktuella föroreningarna i mark och grundvatten. I åtgärdsutredningen har även översiktligt kostnaderna uppskattats för de olika åtgärderna. Riskvärderingen sker genom att ett potentiellt hälsofarligt ämne genomgår en tvåstegsprocess bestående av riskbedömning och riskhantering. Den första delen, riskbedömningen, är en värderingsfri undersökning av fakta, som resulterar i en objektiv bedömning av ett ämnes farlighet. I riskvärderingens andra del, riskhanteringen, beslutas det vilka förhållningsregler som bör gälla för den möjliga riskfaktorn, dvs vilken värdering föroreningen ska ha i jämförelse med ekonomiska, tekniska, sociala aspekter m.m. Denna rapport gäller för detta specifika uppdrag och får endast återges i sin helhet, om inte annat skriftligen i förväg överenskommits med aktuell uppdragsledare.

6 2.1 Förutsättningar för riskbedömningen I det område som denna riskbedömning omfattar är markanvändningen idag mindre känslig markanvändning men planerad markanvändning är bostäder. Inga ritningar på planerade byggnader finns ännu, men förutsättningar som givits är flerbostadshus med halvnedgrävd källare. Inga bostadsutrymmen planeras i källarplan. Markytor mellan husen kommer utgöras av både grönytor och hårdgjorda ytor. Grönytorna kommer vara gräsmattor eller prydnadsväxter. Ingen odling av grönsaker eller liknande är aktuellt vid den här typen av bostäder. Befintliga byggnader kommer att rivas (förutom byggnader utmed Bruksgatan). Ingen områdesindelning bedöms vara motiverad, utan all mark ska vara lämplig som mark utanför eller under byggnader. 3 Objektbeskrivning Se även provtagningsplan (Structor Miljöteknik AB), daterad 2013-11-25. 3.1 Geologi Enligt tidigare undersökningar består marken av fyllning i översta jordlagren med varierande mäktighet mellan ca 0,5-2,5 m djup. Fyllningen består av sand, grus, lera, tegel och i något fall svartfärgad fyllning. Därunder påträffas lera som enligt SGU skall vara postglacial/glacial lera. En geoteknisk undersökning har utförts på fastigheterna, men ingen rapport från detta finns ännu. Inga tidigare geotekniska undersökningar för aktuell fastighet eller omkringliggande fastigheter (Valsverket 3-4, Vapnet 1, Vallonen 6-9) finns i Eskilstuna kommuns byggarkiv. I miljötekniska undersökningar på kv Vulkanen, öster om Valsverket, har avstånd till berg angetts till ca 7 m, vilket också kan utläsas från jordartskartan i närområdet. I utförda markmiljöundersökningar finns i det flesta punkter lera under fyllningen, endast på Valsverket 4 verkar fyllningen ligga direkt på berg/block. I övrigt uppskattas leran till ca 2-5 m tjock som överlagrar sandig, lerig morän. Undersökningsdjupet är som mest 5,5 m och det är oklart hur avståndet till berg varierar. 3.2 Hydrologi Enligt utförda undersökningar antas att markvattnets strömningsriktning är nord/nordostlig riktning mot Eskilstunaån. Markvatten har påträffats mellan 1,5 och ca 3,5 m djup under markytan. Ett djupare grundvatten antas under leran på ca och att grundvattenytan bör ligga 5-7 m under markytan. Inga enskilda brunnar bedöms finnas på fastigheten. Enligt SGUs brunnsarkiv ligger närmaste brunn på angränsande fastighet. Enskilda brunnar markerade i figur 3.1 används med största sannolikhet inte för dricksvatten då de är belägna i Eskilstuna innerstad, där kommunal vattenförsörjning finns och förväntas finnas inom överskådlig framtid. Närmaste recipient är Eskilstunaån på ca 150 m avstånd. Flödet i Eskilstunaån är stort och medelvattenföringen i ån är 25 m 3 /s, men i beräkningar används lägsta lågvattenföring på 2 m 3 /s för att inte underskatta risker. Detta för att det i kraftiga flöden kan förekomma lågflödes-sektioner där utspädningen blir väldigt låg.

7 Figur 3.1 Brunnar med osäkert läge markerat med röda punkter och brunn med 250 m felmarginal på läget markerat med blå punkt. Kv Valsverket 5 ligger inom den röda ringen. 4 Utförda undersökningar Se resultatrapport (Structor Miljöteknik AB), daterad 2013-12-30. 5 Konceptuell modell I en konceptuell modell görs en kvalitativ beskrivning av möjliga föroreningskällor eller förorenade medier, skyddsobjekt, spridnings- samt exponeringsvägar. Den konceptuella modellen för objektet sammanfattas med nedanstående figur och beskrivs sedan under avsnitten 5.1-5.4 nedan.

8 Figur 5.1 Konceptuell modell 5.1 Föroreningssituation Resultaten visar på att större delen av fastigheterna är utfylld med svart industrifyllning som till viss del antas innehålla gjutsand. Industrifyllningen innehåller metaller, olja och PAH. Metallhalterna är så pass höga på flera håll att de får antas vara farligt avfall vid uppgrävning. Industrifyllningen återfinns generellt från markytan ner till ca 1-1,5m djup. På flera håll finns även rivningsmaterial som tegel och betong som utfyllnadsmaterial. Det är även troligt att gamla bottenplattor, källargolv et.c. finns kvar i de översta metrarna. Rivningsmaterialet ligger uppblandat med jord och industrifyllning och uppvisar förhöjda halter metaller, olja, PAH, vilket dock kan härröra från industrifyllningen. Utöver olja/pah förorening i industrifyllningen finns även utsläpp av olja, diesel, eldningsolja i några punkter. Inga höga halter har registrerats med PID-instrument, varför rester av bensin och andra flyktigare föroreningar inte bedöms ha påträffats i större mängder. Det är sannolikt utsläpp från otäta avloppsledningar som påträffats, dels på norra parkeringen utmed Rademachergatan dels rester vid gamla bensinstationen i korsningen Tullgatan/Kungsgatan. Det indikeras även förhöjda halter under byggnaden i källardelen vid Mr Cap. Även där finns avloppsledningar som går ut på gården mellan stora fabriksbyggnaden och kontorshuset på Valsverket 3. Klorerade alifater, perklor- och trikloretylen, har påträffats i tidigare undersökning och indikeras även vid denna undersökning i ett par punkter. Det är dock inga höga halter som påträffats och utbredningen antas vara begränsad till nordvästra hörnet av undersökningsområdet. Grundvattentillgången har dock varit låg och det har inte varit möjligt att få ut vattenprover i den utsträckning som förväntats, vilket ökar osäkerheterna i bedömningen. Analyssvar på luftprover under byggnaden visar på detekterbara halter, men stämmer i nivå med vad som uppmätts i grundvatten utanför byggnad. Det be-

9 döms därför vara rimliga halter och en trolig nivå för uppmätta halter såväl i grundvatten som i markluft. Cyanid påträffas i tydligt förhöjda halter, dock under riktvärden. Det är intill den numera rivna fabriksbyggnaden utmed Tullgatan på Valsverket 5. Området har varit svårundersökt på grund av stor mängd rivningsmaterial. 5.1.1 Avgränsning av förorening Ytan som bedöms vara påverkad av industri-/sandfyllning har grovt uppskattats till 3 000 kvm och djupet är ca 1-1,5 m djupt. Det ger ca 5 500 8 200 ton massor. Utöver dessa områden antas ytterligare ca 1 200 kvm vara oljeskadat (totalt uppskatttas ytan till det dubbla, men hälften bedöms då innefattas i gjutsandsfyllningen ovan). Här är det ett större djup, ca 2-3 m djup. Det ger ca 4 300 6 500 ton massor. Delar av oljeföroreningen antas förekomma även under grundvattenytan. Viss länshållning/grundvattensanering kan bli aktuell, uppskattningsvis 50-100 m 3. Under byggnader är det svårt att undersöka idag. Den stora valsverksbyggnaden uppskattas till 3 000 kvm och det kan antas att viss sanering kommer att krävas även under byggnaderna. För att inte överskatta riskerna har ett medelschaktdjup på 0,5 m under byggnaderna på 3 000 kvm antagits. Det ger ytterligare ca 2 700 ton. Förorening av klorerade alifater bedöms finnas i nordvästra hörnet av gamla valsverksbyggnaden och en bit ut på omkringliggande mark i nordvästlig riktning. Ingen avgränsning har gjorts. Påträffade halter bedöms vara måttligt förhöjda och ingen ytterligare åtgärdsvolym bedöms tillkomma för detta. Totalt ger det ca 12 500 17 500 ton massor som behöver åtgärdas. 5.2 Skyddsobjekt Vid definition av skyddsobjekt utgår bedömningen från planerad användning av området. 5.2.1 Människor De människor som kan tänkas exponeras för föroreningarna från området nu och i framtiden är följande: Vuxna och barn som bor på området Arbetare inom området (kontorslokaler) Arbetare vid markarbeten i området 5.2.2 Miljö Området har under lång tid använts för industriändamål och marken är utfylld med industrifyllning bestående av gjutsand och slagg blandat med grus, sand och lera. Markens skyddsvärde bedöms som lågt. Planerad markanvändning innebär flerbostadshus i centrummiljö, vilket innebär att marken ska kunna stödja etablering av prydnadsväxter och djurliv/ekosystem för det. Under planerade byggnader finns dock inga krav på markfunktioner som kan bryta ned organiskt material, cirkulation av kväve och fosfor eller krav på syreproduktion. Då marken är hårdgjord utsätts inte djur som tillfälligt vistas i området för föroreningarna. I området eller i närområdet sker inget uttag av grundvatten då det inom Eskilstuna kommun finns ett väl utbyggt vatten- och avloppsledningsnät. Området ligger inte inom

10 eller i närhet av något vattenskyddsområde. Trots att det inte finns ett lokalt behov av skydd av grundvattnet anses grundvattnet som ett skyddsobjekt. Recipienten för föroreningar som eventuellt sprids från området är Eskilstunaån som ligger ca 150 m i nordlig riktning. Enligt recipientkontrollen (2011) för Eskilstunaåns avrinningsområde är medelhalterna av metaller under de gränsvärden och miljökvalitetsnormer som satts upp inom vattenförvaltningen. Medelhalterna och gränsvärdena redovisas i Tabell 5.1. Tabell 5.1. Medelhalter och gränsvärden i Eskilstunaån ( g/l) enligt recipientkontroll 2011. Cu Zn Cd Pb Cr Ni As Gränsvärde 4 12,3 0,09 7,2 3 20 - Medelvärde (recipientkontroll 2011) 2 5 0,015 0,5 0,9 3,2 0,8 5.2.3 Övriga skyddsvärda samhällsintressen Närmaste naturreservat ligger över 1 km från området i sydvästlig riktning. Detta bedöms ligga uppströms och med god marginal utanför påverkansområdet. Marken på platsen är skyddad enligt lagen om kulturminnen. Platsen tillhör fornlämning Eskilstuna 557:1 och avser stadslager vars potential varierar. 5.3 Spridningsförutsättningar Föroreningar i mark sprids antingen vertikalt med tyngdlagen eller med vatten som spridningsmedium. Vanligast är att vatten på något sätt påverkar föroreningen och kan sprida den vidare. Föroreningen kan då spridas antingen löst i vattnet, på partiklar som transporteras med vattnet eller som fri fas. De påträffade föroreningarna förekommer i fyllnadsmassorna som ligger ovan leran och mark- och grundvattenytan. Spridningen förväntas ske genom den vertikala transport av infiltrerande nederbörd som bildar ett markvatten ovan lerlagret. Då stora delar av fastigheten är hårdgjord bedöms infiltreringen av nederbörd i marken vara relativt låg, under byggnaden bedöms denna vara obefintlig. En horisontaltransport av vatten och till viss del även föroreningar sker genom fyllningen och det är detta markvatten som sedan når recipienten via dränerande ledningsgravar eller markskikt med en mer genomsläpplig karaktär. När det infiltrerade vattnet når lerlagret kommer transporten övergå till horisontal transport. En liten mängd vatten kan även fortsätta transporteras vertikalt ner i leran, men denna mängd är mycket begränsad med tanke på lerans mäktighet och ledningsgravarnas dränerande förmåga. Mäktigheten på leran inom området varierar beroende på avstånd till berg. Inom fastigheten bedöms att vertikal transport av vatten sker enligt Figur 5.2.

11 Figur 5.2 Principskiss över rådande geologisk- och hydrologisk situation inom området 5.3.1 Fastläggning och lakbarhet Två laktest har genomförts. Laktesten är utförda enligt tvåstegs skaktest. Metoden innebär att jorden skakas försiktigt först vid L/S 2 l/kg i 6 timmar varefter lakvattnet filtreras och analyseras. Sen görs en ny skakning med nytt vatten upp till L/S 10 i ytterligare 18 timmar. Resultatet redovisas som ackumulerad utlakad mängd av olika ämnen vid L/S 2 (0 2) och L/S 10 (2 10). Koncentrationen i lakvattnet vid låga L/S (t.ex. inom intervallet 0 0,1) erhålls alltså inte med denna metod. Skaktest brukar anses vara ett förenklat laktest som är billigare och snabbare än perkolationstest eller sekventiell lakning. Många, men inte alla, processer som styr en förorenings fördelning mellan vatten och fast fas i marken är haltberoende, dvs. att en ökad halt i jorden även innebär en ökad halt i det vatten som är i kontakt med jorden och vice versa. Jämviktsförhållandet mellan halten i den fasta fasen och halten i lösningen kan beskrivas som en funktion, ofta kallad isoterm. Flera olika typer av isotermer kan användas, men den enklaste är den som antar ett linjärt förhållande mellan halten i den fasta fasen och halten i den lösta fasen. Kd-värdet beskriver förhållandet mellan halten av ett ämne i fast fas och halten i lösning (porvattnet) och har här definierats som: ö För området har platsspecifika K d -värden beräknats utifrån laktesten som genomförts. Resultatet från beräkningen redovisas i Tabell 5.2. De framräknade K d -värdena är för de flesta metallerna mycket höga, och de fallen antas för istället en dubblering av det generella värdet, vilket ändå ger en konservativ bedömning. För arsenik, krom och molybden var beräknade K d inte lika höga och mer i paritet med generella antagandet och där görs inga justeringar.

12 I spridnings-/eller riktvärdesmodeller bör man se upp med låga K d -värden, eftersom det finns en risk att det för dessa material är andra processer än sorption som styr lakningen, varmed beräknade K d -värden saknar relevans. Mycket höga K d ger dock en indikation om att utlakningen är långsam, vilket kan användas på ett mer kvalitativt sätt i riskbedömningen. Tabell 5.2 Beräknade och antagna K d -värden. Beräknat K d L/S 2 Svart fyllning Beräknat K d L/S 10 Svart fyllning Beräknat K d L/S 2 Tegel fyllning Beräknat K d L/S 10 Tegel fyllning Generellt K d Alternativt värde på K d As 3 500 3 950 744 721 300 300 Ba 31 489 75 127 67 331 157 944 1200 2400 Cd 2 740 2 740 3 660 3 660 200 400 Cr 31 294 125 800 3 096 100 283 1500 1500 Cu 7 100 6 119 4 857 8 947 600 1200 Mo 106 398 86 728 80 80 Ni 11 336 8 946 27 097 25 846 300 600 Pb 302 500 11 020 461 000 314 676 1800 3600 Zn 65 000 16 861 208 500 181 304 600 1200 De genomförda undersökningarna av grundvatten visar på mycket begränsad påverkan på grundvattnet av tungmetaller. Samtliga parametrar underskrider riktvärdena. Utifrån detta bedöms föroreningarna vara hårt bundna till markpartiklarna. Påträffade föroreningar förekommer i svart industrifyllning som bedöms innehålla slagg/gjutsand och en annan fyllning med stor andel rivningsmaterial/tegel. Ingen av dessa tester visar på K d -halter som har lägre halt, dvs större utlakning, än det generella antagandet. Därför har de generella K d -värdena kunnat användas som utgångsläge. För vissa ämnen överskrids det generella K d -värdet kraftigt vid utförda tester, vilket visar att ämnena är betydligt mer hårt bundna än vad som antas i det generella fallet. För dessa ämnen har en fördubbling av värdet använts, vilket ändå bedöms underskatta hur hårt bundna ämnena är. Att ytterligare höja K d -värdet kan göras då det fortfarande är stora marginaler till de testade K d -värdena, men då det är få laktester har en konservativ höjning på 2 gånger valts för alternativt K d -värde. Utifrån fyllningens karaktär och att marken använts för industriändmål under lång tid har tillförseln av organsikt material som kan ha påverkat den organiska halten i marken varit begränsad. 5.3.2 Spridning till grundvatten I Naturvårdsverkets modell för beräkning av platsspecifika riktvärden beräknas hur stor mängd nederbörd som infiltrerar genom den förorenade marken. Utbytet mellan fast och löst fas definieras genom beräkningar. Här kan t.ex. K d -värden, porositet, organiskhalt justeras. Modellen beräknar vilken halt av föroreningar det infiltrerade vattnet kommer erhålla utifrån inmatade parametrar. Efter att dessa parametrar matats in antas att det förorenade markvattnet har nått grundvattnet. Ett dricksvattenuttag sker sedan 200 meter nedströms. Grundvattnets bildning/strömning genom området beräknas utifrån grundvattnets gradient och dess tvärsnittsarea. Förhållandet infiltration/grundvattenströmning ger således utspädningen och därmed vilken halt av föroreningar som kommer/kan erhållas i dricksvattnet.

13 Beräkningsmodellen är dock inte tillämpbar för att räkna spridning till det skyddsvärda grundvattnet i vissa fall, t.ex. där markvatten i ett förorenat område är avskilt med en lerlins och det påverkade markvatten istället strömmar ut till en ytvattenrecipient via ledningsgravar eller ovan lerlinsen. På den aktuella platsen finns ett skyddande lerskikt mellan förorenade fyllningen och grundvattenmagasinet. Det är sannolikt att lerskiktet finns över hela området och med en mäktighet på minst 4 m, men det är inte uteslutet att det finns mindre delar av området där fyllning och morän står i kontakt. I det område där det finns en lerlins bedöms endast en försumbar vattentransport ske mellan markvattnet i fyllningen och det skyddsvärda grundvattnet under leran. Detta på grund av att om en vertikal transport av vatten över leran ska kunna ske måste det konstant finnas en fri grundvattenyta över leran. Detta är inte fallet på aktuell fastighet då markvattnet återfinns i leran. Om vi antar att det förekommer en fri grundvattenyta 0,5 m över leran kan en grov uppskattning göras av vattentransporten vertikalt i leran. Hastigheten kan räknas ut enligt följande:,, 10 där: K = hydraulisk konduktivitet (för lera mellan 10-9 till 10-11, ansatt värde 10-10 m/s) p = porisitet (för lera 0,4) h = grundvattenytans höjd över leran (0,5 m) l = lerlagrets mäktighet (4 m) Detta ger en vattentransport om ca 1 mm/år. Om istället K sätts till 10-9 blir hastigheten ca 10 mm/år, vilket innebär en vattentransport om mellan 1-10 liter/m 2 /år. Detta är alltså den teoretiska mängd vatten som kan tränga ner till moränen om ett konstant vattentryck om 0,5 meter återfinns ovan leran. Det är mycket sällan detta inträffar men ett konservativt antagande kan göras att det sker under 1/4 av året. Detta ger att vattengenomträngningen är 1/4 av det beräknade maxvärdet dvs. mellan 0,25-2,5 liter/år/m 2. Tiden det tar för vatten att passera ett 4 meter tjockt lerlager är minst 100 år om vattentrycket var 0,5 m ovan leran. För antaget scenario att detta endast inträffar 1/4 av året innebär det att det tar minst 400 år. Utöver den långsamma spridningen över lerlinsen sker också en mycket stark fastläggning av lösta metaller i markvattnet till lerpartiklar. Leran uppvisar också en mycket god buffringskapacitet även om markvattnet skulle vara surt (Remedy by Sweden AB, 2013). Mer om de mekanismer som styr detta beskrivs i bilaga 1. Att beräkna en utspädningsfaktor mellan markvattnet och grundvattnet under leran kan utföras men det bedöms inte vara nödvändigt då metalltransport mellan fyllningen och moränen är osannolik. Utspädningen kommer bli väldigt stor samt att det i detta fall inte kommer ske någon transport av metaller genom leran. Då det inte är helt uteslutet att markfyllningen och den naturliga moränen, eller rent av berg, står i kontakt med varandra i någon punkt inom området kan det i vissa områden innebära att en större mängd markvatten tränger ner till den vattenförande zonen, vilket i sin tur kan medföra en risk för grundvattnets kvalitet. Enligt tidigare undersökning underlagras leran av en sandig till lerig morän (se Miljöteknisk markundersökning för nedlagd bensinstation på fastigheten Valsverket 3 på Kungsgatan i Eskilstuna, daterad 1999-05-10 SPI Miljösaneringsfond AB /TYÉNS IN- FRAKONSULT AB). Utifrån detta har den hydrauliska konduktiviteten bedömts mot-

14 svara en siltig morän vilket enligt Naturvårdsverket rapport 4918 är mellan 10-7 -10-9 m/s. Markytan är till stora delar hårdgjord idag och kommer även i framtiden att bestå till stor andel av byggnader och asfalterade/stensatta ytor. Detta innebär att infiltrationen är och kommer förbli låg. Enligt Naturvårdsverkets referens, Rodhe mfl (2006) Grundvattenbildning i svenska typjordar, är medelinfiltrationen i finjord i Mälardalen under 150 mm/år. Avrinningskoefficienten för centrum och bostäder ligger schablonmässigt på ca 0,5, vilket ger en grundvattenbildning för det planerade området på 75 mm/år. Detta är sannolikt överskattat, då större delen av ytan antas vara hårdgjord och avrinningskoefficienten ligger normalt sett på ca 0,9 vid asfalterade ytor. I tabell 5.3 redovisas beräknad utspädning utifrån olika scenarier som speglar vilken effekt arean på området där lerlins saknas har för utspädningen. För området har två olika areor använts samt för det fall lerlins skulle saknas på hela området. Den minsta arean motsvarar området kring Billy Boys pizzarestarung i västra hörnet (där geoteknisk undersökning indikerar på block/berg i kontakt med fyllningen), vilket då skulle kunna representera ca 10 % av det antagna förorenade området och den största troliga arean representerar 25% av den ytan. För jämförelse har även beräkning gjorts om hela ytan skulle sakna lerlagret. Naturvårdsverket beräkningsprogram har använts vid beräkningarna och de parametrar som ändrats för respektive scenario framgår i Tabell 5.3. Tabell 5.3 Utspädning av markvatten till dricksvattenbrunn placerad 200 meter från området utifrån olika förutsättningar, konstant på hydrauliska konduktiviteten 10-7. Scenario Grundvattenbildning (mm/år) Area 1 (m 2 ) Avstånd till dricksvattenbrunn (m) Utspädning ggr 1 75 730 200 146 2 75 1800 200 75 3 75 7200 200 32 1 Area där lerlins antas saknas. Området antas vara rektangulärt för att förenkla beräkningen. Av tabellen ovan framgår att utspädningen sker av markvattnet mellan 32-146 gånger innan det skulle nå den tänkta dricksvattenbrunnen utifrån antagna scenarier. 5.3.3 Spridning till ytvatten och sediment Utspädningsfaktorn mellan grundvatten och ytvatten varierar beroende på grundvattentillgången i området. Är grundvattentillgången god kommer grundvatten att utgöra en större andel av flödet i ytvattnet. Därigenom kommer utspädningen mellan grundvatten och ytvatten att bli lägre. Utspädningsfaktor mellan porvatten och ytvatten kan beräknas som kvoten mellan den mängd vatten som årligen antas infiltrera över det förorenade området och den mängd vatten som årligen passerar ett närbeläget vattendrag eller sjö. Markytan är till stora delar hårdgjord idag och kommer även i framtiden att bestå till stor andel av byggnader och asfalterade/stensatta ytor. Detta innebär att infiltrationen är och kommer förbli låg. Enligt 5.3.2 ovan antas en medelinfiltration på 75 mm/år för området. Medelvattenföringen i Eskilstuna ån är 25 m 3 /s. Utspädningen mellan markvatten och ytvatten har beräknats med hjälp av Naturvårdsverkets generella beräkningsmodell och redovisas i Tabell 5.34.

15 Tabell 5.4 Utspädningsfaktor mellan porvatten och ytvatten. Indataparameter Generellt antagande MKM Utspädning Utspädningsfaktor mellan porvatten och ytvatten (ggr) 4000 116 000 Då det endast en försumbar del av det infiltrerande nederbörden i marken antas kunna tränga igenom leran bedöms den största mängden infiltrerat vatten transporteras med markvattnet längs leran till närmsta ytvattenrecipient. För att kontrollera utläckaget av föroreningar till recipienten (Eskilstunaån) har spridningsberäkningar utförts för föroreningarna inom undersökningsområdet. Utläckaget har dels beräknats utifrån uppmätt halt i det filtrerade grundvattenprovet (SM1) och även från högsta uppmätta halt i lakvätskan vid L/S 10 för metaller. En jämförelse har också gjorts mot medelhalter i de grundvattenprover som tagits ut inom hela området. Föroreningarna kan fastläggas på vägen, vilket beräkningen inte tar hänsyn till. Ytan för det förorenade området har uppskattats till 7 200 m 2. Därmed är den totala infiltrerande volymen vatten 540 m 3 /år. Utlakad mängd redovisas i Tabell 5.5. Tabell 5.5 Beräknad mängd förorening som sprids till recipienten. Ämne Utlakad mängd uppmätt filtrerat prov (g/år) Utlakad mängd beräknad maxhalt L/S 10 (g/år) As 1,21 2,73 Ba - 4,25 Cd <0,05 0,027 Cr <0,43 0,38 Cu 0,72 14,5 Hg <0,01 - Ni 0,59 1,90 Pb <0,72 2,96 Zn <2,7 4,16 5.3.4 Spridning till luft Då fastigheterna är och planeras för att bli ytterligare bebyggda kan spridning ske genom förångning. Luftprovtagning har gjorts på markluft under befintliga betongplattor. Mätningen har gjorts direkt under plattan och viss utspädning från atmosfärsluft kan ha skett vid provtagningen. För exponering till inomhusluft sedan så sker dock ytterligare en utspädning av de uppmätta halterna. Markytorna är däremot i huvudsak hårdgjorda, varför damning etc. från marken endast är aktuell vid markarbeten. Jordarten på platsen är sandig, grusig fyllning eller lera och materialet bedöms inte vara speciellt damningsbenäget.

16 5.3.5 Spridning i mark Fastigheterna är hårdgjorda med asfalt så risken för spridning med vinderosion betraktas som möjlig enbart i samband med schakt- och markarbeten. Området bedöms inte erosions- eller skredkänsligt. Fastigheterna har mycket få inslag av växtlighet så spridningsvägen genom upptag i växter bedöms som liten. Även framtida markanvändning innebär i huvudsak hårdgjorda ytor, dock mindre plantering av buskar och gräsmattor förväntas. Inga andra typer av odlingar bedöms bli aktuella i bostäder i centrummiljö. 5.4 Exponeringsvägar Området kommer vara öppet och tillgängligt för allmänheten. Huvuddelen kommer dock vara hårdgjord eller på annat sätt bebyggd, varför tillgängligheten till marken kommer vara låg. För odlade ytor antas att befintlig fyllnadsjord byts ut eller överlagras med ren mulljord. 5.4.1 Intag av jord Som beskrivits ovan kommer den framtida markanvändningen innebär i huvudsak att marken förses med hårdgjorda ytor, dock med inslag av mindre planteringar av buskar och gräsmattor. Inga andra typer av odlingar bedöms bli aktuella i bostäder i centrummiljö. För odlade ytor antas att befintlig fyllningsjord byts ut eller överlagras med ren mulljord. Utifrån den nya markanvändningen, se konceptuell modell i figur 5.1 ovan, bedöms risken för intag av förorenad jord som låg. Ingen förorenad jord förväntas finnas i de översta 30 cm. Riskerna för intag av jord bedöms därmed i princip endast ske vid schaktarbeten på fastigheten. Det kan dock inte uteslutas att viss omblandning av jord sker över tid, men för de fallen bör även en utspädningseffekt antas. Utifrån detta bedöms det generella antagandet (KM) om att exponering genom intag av givna mängder förorenad jord om sker 365 dagar per år som väl moderat. Exponering kan dock teoretiskt vara aktuell 365 dagar/år, dock antas de mängder som kan intas vara begränsat. I beräkningarna har antagits att 25% av de generella antagandet (som inte bygger på hårdgjorda ytor utan på att föroreningarna finns öppet exponerat på jordytan) finns tillgänglig för exponering. Också det bedöms vara en överskattad risk för exponering, då ingen förorening antas i översta 0,3 m, men den exponering som teoretiskt kan ske omfattas dock med god marginal. 5.4.2 Hudupptag Enligt resonemang ovan avseende intag av jord har antagits 25% av det generella antagandet bedömts finnas tillgänglig för exponering. 5.4.3 Inandning av damm Enligt resonemang ovan avseende intag av jord har antagits 25% av det generella antagandet bedömts finnas tillgänglig för exponering. 5.4.4 Inandning av ånga Då den nya markanvändningen innebär bostadsbebyggelse bedöms det generella antagandet (KM) om att exponering genom inandning av ånga sker 365 dagar per år som ett rimligt antagande. Dock är planerna för hur bebyggelsen kommer utformas inte

17 helt fastställd i dagsläget och det är därför möjligt att utformningen kommer innebära att exponeringstiderna kan komma att sänkas. Luftmätningar har gjorts dels inomhus i den stora industribyggnaden och även under betongplattan. Luftprovtagningarna under plattan har gjorts direkt ur borrhål som täckts över med diffusionstät plast. Tabell 5.6 Resultat från laboratorieanalyser i luft. Ämne Norra Inomhusluft (mg/m 3 ) Södra Inomhusluft (nära SM31) (mg/m 3 ) SM31 Markluft under byggnad (mg/m 3 ) SM32 Markluft under byggnad (mg/m 3 ) SM36 Markluft under byggnad (mg/m 3 ) Jämförvärde RfC bensen - - 0,01 <0.005 0,12 0,0017 toluen - - 2,99 0,02 1,43 0,26 etylbensen - - 0,04 <0.005 0,15 0,77 m,p-xylen - - 0,12 0,006 0,53 o-xylen - - 0,04 <0.005 0,17 xylener, summa - - 0,16 0,006 0,7 100 MTBE - - 0,005 <0.005 0,05 aromater >C8-C10 alifater >C6- C8 alifater >C8- C10 alifater >C10-C12 - - 0,2 <0.2 0,3 - - 0,4 <0.2 2 - - 0,3 <0.2 4 - - 0,3 <0.2 9 17,5 0,0069 0,0039 0,31 0,022 <0,0063 0,04 Trikloretylen 0,0026 0,002 0,44 0,21 <0,0063 0,002 Perkloretylen Cis-1,2- dikloretylen Trans-1,2- dikloretylen - - <0,0063 <0,0063 <0,0063 0,06 - - <0,0063 <0,0063 <0,0063 0,06 Vinylklorid - - <0,0063 <0,0063 <0,0063 0,1 Resultatet visar på förekomst av såväl klorerade alifater som petroleumförorening. Uppmätta halter i markluft under plattan överskrider RfC-värden för flera ämnen, medan för inomhusluften överskrids trikloretylenhalten något i ena provpunkten. I jämförelse mellan inomhusluft Södra och markluft i provpunkt SM31 som är i stort sett på samma plats är halterna i markluften ca 100 ggr högre. Proverna är dock inte tagna vi samma tillfälle och med samma provtagningsmetod, varför detta inte bör användas

18 som ett mått på utspädningen. Mätningarna har även utförts på en industribyggnad som inte kommer finnas kvar på platsen med planerad markanvändning för bostäder. 5.4.5 Intag av dricksvatten, växter och fisk Den planerade markanvändningen medför inget intag av lokalt dricksvatten då detta kommer levereras via Eskilstunas dricksvattenledning. Inom området planeras inte heller för någon odling av ätliga växter eller dylikt. Viss odling av typ bär eller fruktträd kan inte uteslutas, varför 10% av den mängd som antas intas vid känslig markanvändning i det generella fallet, har antagits som möjlig exponering. 6 Miljö- och hälsoriskbedömning 6.1 Åtgärdsmål Åtgärdsmål är de miljö- och hälsomål som sätts med hänsyn till de risker ett förorenat område medför och med hänsyn till vad som är miljömässigt motiverat, tekniskt möjligt och ekonomiskt rimligt. De övergripande åtgärdsmålen anger vilken funktion område ska ha efter åtgärder samt vilka skyddsobjekt som finns. Som övergripande åtgärdsmål för fastigheterna Valsverket 3, 4 och 5 anges: Området ska kunna användas för bostäder samt kontor och handel. Eskilstunaån ska inte utsättas för en oacceptabel påverkan av föroreningar från området Detaljerade åtgärdsmål: Barn, vuxna och äldre ska alla kunna vistas och bo på fastigheterna utan att olägenheter ska uppstå på grund av markföroreningarna. Spridning från området till Eskilstunaån ska minimeras. Åtgärderna ska vara motiverade vid en sammanvägning av tillämpliga miljömål (giftfri miljö, begränsad klimatpåverkan, frisk luft) 6.2 Skydd av markmiljö De marklevande mikroorganismerna har ett antal krav för att överleva såsom tillgång till lättillgängligt kol, mineraler, näringsämnen, lagom fuktighet etc. Denna miljö förekommer framförallt i rotzonen. Även autotrofa mikroorganismer som är beroende av oorganiskt kol lever till största delen i rotzonen där det finns tillgång till näringsämnen och möjlighet till gasutbyte vilket inte uppnås längre ner i marken. Rotzonens tjocklek är beroende av vilken typ av växtlighet som finns och i en gräsbevuxen mark är detta lager ca 10-30 cm och där det finns större träd kan djupet vara ned mot en meter lokalt. Nedanför detta djup är aktiviteten försumbar i jämförelse. (Remedy by Sweden 2012, se bilaga 2). Kv Valsverket ligger inom ett område som påverkats av industriell verksamhet i över 100 år. Större delen av fyllnadsmassorna utgörs till största del av sand, grus och sten med lågt innehåll av organiskt material. Detta tillsammans med de hårdgjorda ytorna motverkar förekomsten av marklevande mikroorganismer i minst lika stor utsträckning som de närvarande markföroreningarna. En sanering av de förorenade markmaterialen inför byggnation av fastigheterna torde inte gynna de marklevande mikroorganismerna då det vanligtvis är bergkross och

19 stenmjöl som nyttjas som fyllningsmaterial inför byggnation för att minimera risk för sättningar. Ovan dessa nya fyllningsmassor kommer ytan även hårdgöras med byggnader eller asfalt. Inga av dessa åtgärder främjar markmiljön. Vid byggnationen planeras det dock för anläggande av mindre odlade ytor. Inom de områden där växtlighet önskas kommer ny jord tillföras som innehar egenskaper som gynnar markmiljön. Kravet på en fungerande markmiljö som inhyser de markekologiska system som är nödvändiga för den typ av markanvändning som är aktuell inom området kommer därmed att uppfyllas. I ett långt tidsperspektiv bedöms inte föroreningar i jorden utgöra ett större hinder för markekosystemet än vad den planerade exploateringen kommer att medföra. Utifrån ovan fört resonemang bedöms det egentligen inte finnas behov av skydd för markmiljö i riskbedömningen. Det har dock i tidigare riskbedömningar setts som kontroversiellt att helt frångå markmiljöskydd, trots ovan angivna motiv. Därför har två olika riktvärden beräknats, dels med markmiljöskydd motsvarande MKM-nivå och dels utan markmiljöskydd för att visa vilken skillnad det innebär. 6.3 Skydd av grundvatten I området eller i närområdet sker inget uttag av grundvatten då det inom Eskilstuna kommun finns ett väl utbyggt vatten- och avloppsledningsnät. Området ligger inte inom eller i närhet av något vattenskyddsområde. Det ytliga grundvattenmagasinet (markvattnet) som återfinns i leran bedöms inte vara skyddsvärt, det djupa grundvattenmagasinet under lerlinsen bedöms däremot vara skyddsvärt. Eftersom fastigheten ligger mitt i stadskärnan och inom ett större tidigare industriområde med lång historia kommer uttag av grundvatten som dricksvatten sannolikt inte ske inom en överskådlig framtid. I Naturvårdsverkets beräkningsmodell beräknas skyddet för dricksvatten baserat på att det vatten som når det skyddsvärda grundvattnet inte får ha en halt som är större än halva gränsvärdet för dricksvatten. Detta för att ge utrymme för andra källor att påverka dricksvattnet utan att det bli otjänligt. De uppmätta maxhalterna i markvattnet visar att vattnet underskrider halva gränsvärdet för dricksvatten med avseende på metaller. För vinylklorid har detektionsgränsen i analysen inte varit tillräckligt låg för att kunna avgöra om halva gränsvärdet underskrids. Endast låga halter klorerade alifater har uppmätts i övrigt och för trikloretylen och tetrakloretylen underskrids halva gränsvärdet i analyserade prover. För PAH är det benso(b)fluoranten, benso(k)fluoranten, benso(ghi)pe-rylen och inden(1,2,3-cd)pyren som är styrande för samlingsparameterna och i den jämförelsen är maxhalten 0,069 µg/l vilket är nära halva gränsvärdet. I Tabell 6.1 redovisas uppmätt maxhalt i markvattnet utan utspädning mot halva gränsvärdet för dricksvatten. Tabell 6.1 Jämförelse mellan medel- och maxhalt i markvattnet med antagen utspädning mot halva gränsvärdet för dricksvatten (SLVFS 2001:30). Ämne Maxhalt markvatten (µg/l) ½ gränsvärdet för dricksvatten (µg/l) As 2,7 5 Cd 0,1 2,5 Cr 0,8 25 Cu 1,8 1000

20 Hg 0,02 0,5 Ni 1,2 10 Pb 2 5 Triklorteylen + Tetrakloreteylen <2 5 Vinylklorid <10 0,25 PAH 53 0,05 Utförda beräkningar är baserade på konservativa bakgrundsdata och antaganden. Det bedöms som mycket osannolikhet att all lera inom området skulle schaktas bort. Dessutom har det i ovanstående beräkningar inte tagits någon hänsyn till den fastläggning som sker av lösta metaller eller organiska föroreningar när grundvattnet strömmar mot den tänkta dricksvattenbrunnen som ligger 200 meter från det förorenade området. Risken för spridning av föroreningar till det skyddsvärda grundvattnet bedöms därför som mycket liten. Det skyddsvärda grundvattnet kommer inte inom överskådlig framtid att nyttjas för dricksvatten. 6.4 Skydd av ytvatten Ytvatten bedöms vara en skyddsvärd resurs i denna riskbedömning. Resultaten från laktesterna samt uppmätta halter i grundvattnet visar att den metallförorenade fyllningen lakar relativt lite. För att bedöma risken för de vattenlevande organismerna i Eskilstunaån utifrån uppmätta halter av metaller inom kv Valsverket har jämförelse mot Naturvårdsverkets bakrundshalter för ytvatten (Naturvårdsverket 2009) för ytvatten samt tröskelvärden framtagna av USEPA (motsvarande Naturvårdsverket i USA) utförts. För organiska ämnen har riktvärden från SPI Efterbehandling av förorenade bensinstationer och dieselanläggningar tillämpats. Syftet med jämförelsen är att kunna utvärdera om föroreningsnivåerna kan medföra negativa konsekvenser för vattenlevande organismer i ytvattendraget. Jämförelsen har gjorts mot beräknade maxhalter i markvattnet då dessa var högre än uppmätta halter. Uttagna vattenprover har filtrerats på laboratorium och viss underskattning kan ha skett. Utspädningen mellan markvatten och ytvatten har i beräkningarna satts till halva beräknade utspädningen mellan porvatten och ytvatten i

21 Tabell 5.4, 58 000 ggr. Resultaten redovisas i

22 Tabell 6.2.

23 Tabell 6.2. Jämförelse av halter i ytvatten med screening benchmark då kroniska effekter kan uppstå. Värden i fetstil överskrider riktvärdena. Halterna anges i µg/l. Ämne Bakgrundshalter i sjöar och vattendrag 90:e percentilen NV 5976 EPA R4 Acute Surface Water Screening Benchmark EPA R4 Chronic Surface Water Screening Benchmark Halter i porvatten Beräknat Maxvärde från laktest Halter i ytvatten Beräknat med 58 000 ggr utspädning Arsenik 0,7 360 190 5,05 8,7E-05 Barium 20 18,8 3,2E-04 Kadmium 0,03 <0,05 8,6E-07 Krom 0,70 984 117 22,9 3,9E-04 Koppar 0,80 9,22 6,54 26,8 4,6E-04 Kvicksilver 0,11 2,4 0,012 <0,02 3,4E-07 Nickel 1,5 789 87,7 3,51 6,1E-05 Bly 0,68 33,8 1,32 5,49 9,5E-05 Zink 6,1 65,0 58,9 7,71 1,3E-04 Molybden 0,26 24,5 4,2E-04 PAH-L 52 9,0E-04 PAH-M 1,0 1,7E-05 PAH-H 0,12 2,1E-06 Genomförda beräkningar visar att beräknade halter av metaller i ytvattnet underskrider bakgrundshalterna samt USEPA:s tröskelvärden. Även om halva utspädningen 58 000 ggr som används i beräkningarna kan tyckas vara hög så underskrids bakgrundshalterna och USEPA:s tröskelvärden vid 100 ggr utspädning (att jämföra med generella fallet 4 000 ggr). För de organiska föroreningarna (PAH) bedöms generellt låga risker förekomma då utspädning av förorening enligt ovanstående resonemang utförs. 6.5 Hälsoriskbedömning Den största exponeringsrisken med aktuella föroreningar på fastigheten bedöms vara inandning av ånga i byggnader. Såväl klorerade alifater som petroleumfraktioner har uppmätts i markluft och inomhusluft i befintliga industribyggnader. I jämförelse med RfC-värden har halter i markluft bedömts vara tydligt förhöjda, men då har ingen hänsyn tagits till den utspädning som kommer ske från markluft till den planerade inomhusluften. I övrigt bedöms exponeringsrisker genom intag av jord, hudupptag och inandning av damm vara aktuellt framförallt vid framtida markarbeten. Visst upptag i växter kan förekomma om växterna på sikt får ett större rotsystem och når ner i fyllningsjorden. Planteringar kommer att ske i tillförd matjord, då den förorenade fyllnadsjorden inte kommer användas som växtjord.

24 Intag av dricksvatten bedöms inte vara aktuellt på fastigheten inom överskådlig framtid. Vid jämförelse mot halva dricksvattenkriteriet så uppfylls det redan idag för metaller i det övre markvattnet som står i kontakt med den förorenade fyllningen. Organiska föroreningar förekommer också i grundvattnet. Klorerade alifater bedöms inte finnas i halter över dricksvattenkriteriet, men i någon punkt förekommer höga oljehalter som bedöms utgöra en risk.

25 7 Förslag till platsspecifika riktvärden Platsspecifika riktvärden har tagits fram för aktuell fastighet med hjälp av Naturvårdsverkets modell. Avsteg från beräkningsmodellen presenteras i uttagsrapport från beräkningsprogrammet som redovisas i bilaga 3. Utifrån ovan givna antaganden har platsspecifika riktvärden beräknats för aktuellt område. I Tabell 7.1 nedan redovisas förslag till platsspecifika riktvärden. Tabell 7.1 Förslag till platsspecifika riktvärden för mark jämfört med generella riktvärden. Halterna anges i mg/kg TS. Grå text i scenario 3 innebär att ingen justering mot scenario 1 har gjorts. Ämne Generellt riktvärde KM Platsspecifikt riktvärde scenario 1 med markmiljö Platsspecifikt riktvärde scenario 2 utan markmiljö Platsspecifikt riktvärde scenario 3 med alternativa Kd-värden Arsenik 10 10 10 10 Bly 50 300 300 300 Kadmium 0,5 5,0 5,0 5,0 Koppar 80 200 1 000 200 Krom tot 80 150 1 200 150 Kvicksilver 0,25 0,40 0,40 0,40 Nickel 40 100 100 120 Barium 200 300 3 000 300 Zink 250 500 2 000 500 Cyanid total 30 80 80 80 Trikloreten 0,2 0,40 0,40 0,40 Tetrakloreten 0,4 0,80 0,80 0,80 PAH L 3 12 12 12 PAH M 3 3,5 3,5 3,5 PAH H 1 8,0 8,0 8,0 Bensen 0,012 0,030 0,030 0,030 Alifat >C5-C6 12 8,0 8,0 8,0 Alifat >C8-C10 20 25 25 25 Alifat >C10-C12 100 250 250 250 Alifat >C12-C16 100 500 1 000 500 Alifat >C16-C35 100 1 000 2 500 1 000 Aromat >C8-C10 10 50 80 50 Aromat >C10-C16 3 15 35 15 Aromat >C16-C35 10 20 20 20

26 8 Diskussion och slutsatser Området ligger i ett industriområde med en industriell påverkan sedan ca 100 år. Området är sedan länge och kommer troligen även i framtiden vara belastat med förorenad fyllning. Det kan konstaterat att så även är fallet för de aktuella fastigheterna i denna riskbedömning. Den utförda riskbedömningen visar dock att risken för människor och miljö är acceptabel under rådande förhållanden. Vid planerad exploatering krävs dock skydd för exponering av ånga i inomhusluft, då det planeras för en känsligare markanvändning än pågående verksamhet. Vid planerad exploatering kommer ny växtjord att tillföras till planteringar och tidigare utredningar visar att ytterligare hänsyn till markmiljön inte ska krävas på platsen. Det har dock i tidigare riskbedömningar setts som kontroversiellt att helt frångå markmiljöskydd, trots ovan angivna motiv. Därför har två olika riktvärden beräknats, dels med markmiljöskydd motsvarande MKM-nivå och dels utan markmiljöskydd för att visa vilken skillnad det innebär. För vissa ämnen som koppar, krom, barium och zink samt vissa alifatfraktioner som påvisats på platsen blir det en stor skillnad i halt mellan scenario 1 (med MKM skydd för markmiljö) och scenario 2 (utan markmiljöskydd). Om avsteg från markmiljöskyddet inte kan accepteras bör denna skillnad riskvärderas när detaljplanen är fastställd för att bedöma eventuell extra sanering som krävs för tillämpande av scenario 1 istället för scenario 2. De justeringar som gjorts utifrån utförda laktester på Kd värden i scenario 3 bedöms ha liten inverkan på beräknade riktvärden och inga avsteg från den generella modellen har gjorts utifrån den ytterligare bevisbörda som sannolikt krävs med fler laktester på olika typer av fyllnadsjord. Utifrån ovan förda resonemang förordas att PSRV enligt scenario 2 kan tillämpas för området.

27 9 Referenser NATURVÅRDSVERKET (2002): Bedömningsgrunder för miljökvalitet Metodik för inventering av förorenade områden. NV rapport 4918, Stockholm. NATURVÅRDSVERKET (2006) Laktester för riskbedömning av förorenade områden NATURVÅRDSVERKET (2009a): Riktvärden för förorenad mark. NV rapport 5976, Stockholm NATURVÅRDSVERKET (2009b): Riskbedömning av förorenade områden. NV rapport 5977, Stockholm. SLU, Institutionen för vatten & miljö 2011, Eskilstunaåns avrinningsområde recipientkontroll 2010, Uppsala SPI (2011): SPI REKOMMENDATION Efterbehandling av förorenade bensinstationer och dieselanläggningar, Stockholm. WHO (2005): Guidelines for drinking water enligt www.who.int/en/

Bilaga 1 Bil 1 Metallers fastläggning i lera, Remedy by Sweden

Stefan Karlsson, professor Datum 2012-10-10 Uppdragsnr:2012-006 Metallers migration i lermatriser Följande sammanfattning baseras på: Allard, B., Håkansson, K, Karlsson, S. and Sigas, E. 1991. A field study of diffusion controlled migration of copper, zinc and cadmium in a clay formation. Water, Air and Soil Pollution, 57-58:259-268. Inledning Avsikten med studien var att kvantifiera hur den apparenta diffusiviteten, dvs inverkan av phberoende omfördelning mellan porvatten och den stationära lermatrisen, förhåller sig i relation till diffusion i frifas. Inverkan av omfördelningen på genombrottstiden skulle också beräknas. Fältområdet Studien genomfördes i Bersbo gruvområde där lakvatten från sulfidvarp stått i kontakt med en kompakterad illitisk lera under 150 år. Lakvattnet var mycket metallrikt och hade ett genomsnittligt ph om ca 2.8. Provtagning och analys Kärnprover togs under deponin ned till ca 0.9 m umy. I laboratoriet togs den centrala delen av kärnan ut (diam 20 mm) och snittades i 2 mm sektioner. Metallhalter i porvatten och fastfas bestämdes samt följande operationellt definierade fasta species: Jonbytesbart/karbonat, reducerbart, oxiderbart, humusbundet respektive syralösligt. Teori I en kompakterad lera är advektiv transport försumbar varför migrationen styrs av koncentrationsgradienten i det endimensionella fallet (1) (1) డ ௧ = డ డ௫ሺ ವ ങ ങ ) Där C = koncentration; t = tid; x = avstånd från källan och Da = apparent diffusivitet För en plan källa med konstant koncentration blir diffusionen i en cylinder med oändlig längd ሺ ݎ ( ௫ ܥ ଵ ܥ) = ܥ ܥ 2 ) ଶඥ ௧ Där 1 och 0 betecknar koncentrationen vid ytan respektive bakgrundskoncentration. Den totala mängden (M) av det diffunderande ämnet ges av ݐܦ ) ൬ ܥ ଵ ܥ)ʹ ܯ ൰ ଵȀଶ ߨ under förutsättning att det inte sker någon kemisk reaktion. Sambandet mellan diffusiviteten (D) och den apparenta diffusiviteten (Da) är ܦ = ܦ (ߝ ߩ(ͳ ܭ + (1 ) ߝ Där Kd är fördelningskoefficienten, ρ är den fasta fasens densitet och ε är porositeten hos den fasta fasen.

Resultat Bakgrundskoncentrationerna (i djupaste snittet) för Cu, Zn och Cd var väl inom variationen för naturliga illitiska leror och den nås ca 35-40 cm under ytan. ph ökar från 5.5 till 6 från ytan till 40 cm. Under de 150 år som lerans överyta varit i kontakt med det sura lakvattnet har alltså dess bufferkapacitet inte överskridits. Ett överslag visar att den kommer att buffra runt ph 5.5 i minst 250 år i de översta 3 mm. Beräknade apparenta diffusiviteter vid ytan var 0.9x10-11 m 2 s -1 och 3.4x10-11 m 2 s -1 för koppar respektive zink. Då ph ökat till 5.5 var den apparenta diffusiviteten för bägge metallerna 10-12 m 2 s -1. Resultaten visar alltså att den kemiska omfördelningen, främst genom adsorption till porväggarna, leder till en hundradel av den förväntade diffusiviteten. Med hänsyn till omfördelningsprocessens phberoende och lerans buffertkapacitet kommer högst 0.1% av källans styrka att transporteras genom 1 m lera under 1000 år. En förutsättning är givetvis att leran är intakt och inte bildat ett porsystem med vidare kanaler. Remedy By Sweden Stefan Karlsson, Professor Mobil 070-257 37 05

Bilaga 2 Bil 2 Fördjupad miljöriskbedömning av gamla Motala verkstad, Remedy by Sweden

2 FÖRDJUPAD MILJÖRISKBEDÖMNING AV GAMLA MOTALA VERKSTAD 2012-10-19 Upprättad av Veronica Ribé och Monica Odlare Remedy by Sweden AB Norra Källgatan 17 721 11VÄSTERÅS

Innehåll 1 INLEDNING 3 1.1 OMRÅDETS HISTORIK 3 1.2 SYFTE 3 2 ORGANISATION 3 I UPPDRAGET HAR FÖLJANDE FÖRETAG OCH PERSONER MEDVERKAT: 3 3 BAKGRUND 4 3.1 TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 4 4 FÖRORENINGSSITUATION 4 4.1 PROVTAGNING OCH PROVHANTERING 4 4.2 MARKFÖRORENINGAR 5 4.2.1 Metaller 5 4.2.2 kolväten 6 5 Fördjupad ekotoxikologisk riskbedömning 7 5.1 EKOLOGISKA RECEPTORER 7 5.1.1 Markmikroorganismer 7 5.1.2 Växter 7 5.1.3 Kräftdjur 7 5.2 PLATSSPECIFIK EKOTOXIKOLOGISK EFFEKTANALYS 7 5.2.1 Tester med heljordsprov 7 5.2.2 Tester med lakningsprov 9 5.2.3 Markekologi och markens funktionella kvalitet 10 5.3 AVVIKELSER 11 6 RESULTAT 11 6.1 MARKFÖRORENINGAR 11 6.1.1 Metaller 11 6.1.2 Kolväten 11 6.2 PLATSSPECIFIK EKOTOXIKOLOGISK EFFEKTANALYS 12 6.2.1 Tester med heljordsprov 12 6.2.2 Tester med lakningsprov 13 6.2.3 Markekologi och markens funktionella kvalitet 13 Figur 4. Kornstorlek hos markprover. 14 7 Diskussion och slutsatser 14 2 (15) AV GAMLA MOTALA VERKSTAD

1 INLEDNING 1.1 OMRÅDETS HISTORIK Industriell verksamhet har bedrivits vid undersökningsområdet under drygt 150 år sedan grundandet av Motala Verkstad 1822. Under åren har en skiftande produktion ägt rum på området och i Länsstyrelsens MIFO-databas finns uppgifter om följande tidigare verksamheter på platsen (Structor Miljöteknik AB, 2011): -Tackjärnsframställning - Metallgjuteri - Stålproduktion - Gasverk - Skrotsmedja - Skrotgård - Verkstad för grovbearbetning I dessa verksamheter har kemikalier och olika typer av smörjoljor, brännoljor och avfettningskemikalier använts över hela området. 1.2 SYFTE Remedy by Sweden AB har på uppdrag av Structor Miljöteknik AB har utfört markekologisk och ekotoxikologisk markundersökning av markområdet på Gamla Motala Verkstad i Motala kommun. Uppdragets syfte är att utföra en riskbedömning av området med avseende på miljö. 2 ORGANISATION I uppdraget har följande företag och personer medverkat: Namn Företag Ansvar och uppgifter Peter Carlsson Structor Miljöteknik AB Uppdragsledare Ingvar Eriksson Structor Miljöteknik AB Handläggare Monica Odlare Remedy by Sweden Expert markmikrobiologi Veronica Ribé Remedy by Sweden Expert ekotoxikologi Cristina Rodriguez Diaz Mälardalens Högskola Laboratorieanalyser ALS Scandinavia AB Laboratorieanalyser 3 (15) AV GAMLA MOTALA VERKSTAD

3 BAKGRUND 3.1 TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR Under 1998 utförde Johan Helldén AB en miljöteknisk undersökning i norra delen av området. I undersökningen fann man att stora delar av området bestod av fyllnadsmassor såsom byggnadsrester, kol och slagg. Förhöjda halter av såväl metaller som kolväten påvisades vid den miljötekniska undersökningen. Structor Miljöteknik AB utförde under 2011 en översiktlig miljöteknisk undersökning av området då en kartläggning av föroreningar i mark, sediment samt grund- och ytvatten utfördes. I undersökningen konstaterades föroreningar i stora delar av det undersökta området. Föroreningar i markytan förekom dock endast i en begränsad omfattning. Spridning av påträffade föroreningar tillgrundvatten bedöms inte trolig förutom i en del av det nordöstra undersökningsområdet, där avgränsning av utbredningen av föroreningar saknas (Structor Miljöteknik AB, 2011). 4 FÖRORENINGSSITUATION 4.1 PROVTAGNING OCH PROVHANTERING Provtagning utfördes genom provgropsgrävning och borrning i mindre delområden av undersökningsområdet, se figur 1. Figur 1. Delområden i verkstadsområdet för provtagningsplan. 4 (15) AV GAMLA MOTALA VERKSTAD

Provtagningspunkter är valda slumpmässigt över undersökningsområdet. Provtagning av mark utfördes i markytan och ner till 0,6 meters djup. Totala antalet uttagna markprover var 14 stycken, se tabell 1. Tabell 1. Uttagna prover från undersökningsområdet. Provpunkt Nivå Provtyp 1 0,3-0,6 m Samlingsprov från delområden 1A och 1B 1A 0-0,3 m Matjord (samlingsprov inom delområde) 1B 0-0,3 m Matjord (samlingsprov inom delområde) 2 Samlingsprov från delområden 2A och 2B 2A 0-0,3 m Matjord (samlingsprov inom delområde) 2B 0-0,3 m Matjord (samlingsprov inom delområde) 4 Samlingsprov från delområden 4A och 2B 4A 0-0,3 m Matjord (samlingsprov inom delområde) 4B 0-0,3 m Matjord (samlingsprov inom delområde) 5 Samlingsprov från delområden 5A och 2B 5A 0-0,3 m Matjord (samlingsprov inom delområde) 5B Matjord (samlingsprov inom delområde) Referens 1 0-0,3 m Matjord från oförorenat referensområde Referens 2 0-0,3 m Matjord från oförorenat referensområde 4.2 MARKFÖRORENINGAR Tre markprover enligt tabell 2 analyserades med avseende på metall- samt kolväteinnehåll. Analyserna utfördes i ackrediterat laboratorium av ALS Laboratory Group. Tabell 2. Uttagna prover för laboratorieanalyser av metaller samt kolväten. Provpunkt Nivå Analys 1A 0-0,3 m Metaller och Kolväten (PAH + Oljeindex) 4A 0-0,3 m Metaller och Kolväten (PAH + Oljeindex) Referens 1 0-0,3 m Metaller och Kolväten (PAH + Oljeindex) 4.2.1 METALLER Analys av metaller utfördes med ICP-MS/ICP-AES samt AAS-AMA. Naturvårdsverkets generella riktvärden för KM och MKM (Känslig Markanvändning respektive Mindre Känslig Markanvändning) användes för bedömning av halter i mark, se tabell 3. 5 (15) AV GAMLA MOTALA VERKSTAD

Tabell 3. Riktvärden för KM och MKM (Naturvårdsverket 2008). Enhet: mg/kg TS. Ämne KM MKM Arsenik 10 25 Barium 200 300 Bly 50 400 Kadmium 0,5 15 Kobolt 15 35 Koppar 80 200 Krom 80 150 Kvicksilver 0,25 2,5 Molybden 40 100 Nickel 40 120 Vanadin 100 200 Zink 250 500 4.2.2 KOLVÄTEN Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) utfördes med GC-MS enligt EPA-metod 8270 (16 föreningar). Bestämning av PAH cancerogen, summa PAH L, summa PAH M samt summa PAH H enligt nya direktiv från Naturvårdsverket 2008. Oljeindex i markproverna bestämdes enligt EN 14039 med GC-FID. Halter av kolväten i markproverna i undersökningsområdet utvärderades med hjälp av Naturvårdsverkets riktvärden för KM och MKM (2008), se tabell 4. Tabell 4. Riktvärden för KM och MKM (Naturvårdsverket 2008). Enhet: mg/kg TS. Ämne KM MKM Diklormetan 0,08 0,25 Triklormetan 0,4 1,2 Tetraklormetan 0,08 0,35 Trikloreten 0,2 0,6 Tetrakloreten 0,4 1,2 1,2-dikloretan 0,02 0,06 1,1,1-trikloretan 5 30 PAH L 3 15 PAH M 3 20 PAH H 1 10 Bensen 0,012 0,04 Toluen 10 40 Etylbensen 10 50 Xylen 10 50 Alifat >C5-C8 12 80 Alifat >C8-C10 20 120 Alifat >C10-C12 100 500 Alifat >C12-C16 100 500 6 (15) AV GAMLA MOTALA VERKSTAD

Alifat >C5-C16 100 500 Alifat >C16-C35 100 1000 Aromat >C8-C10 10 50 Aromat >C10-C16 3 15 Aromat >C16-C35 10 30 MTBE 0,2 0,6 5 FÖRDJUPAD EKOTOXIKOLOGISK RISKBEDÖMNING 5.1 EKOLOGISKA RECEPTORER 5.1.1 MARKMIKROORGANISMER Markmikroorganismer är en viktig del av det markekologiska systemet och deras aktivitet bidrar till upprätthållande av vitala markfunktioner såsom kol- och kväveomsättning samt markrespiration. Mikroorganismer påverkas av såväl markens fysiska som kemiska egenskaper. Förändringar av markförhållanden, på grund av miljöfaktorer som exempelvis markföroreningar eller erosion, kan störa markmikroorganismernas aktivitet och i förlängningen även påverka markens ekosystemtjänster. 5.1.2 VÄXTER Som markekosystemets primärproducenter, utgör växterna en viktig komponent i en ekologisk riskbedömning. Eftersom växter även bioackumulerar och transporterar föroreningar från marken upp i växten, kan de även bidra till att sprida föroreningar upp i den ekologiska näringskedjan (Naturvårdsverket, 2009). 5.1.3 KRÄFTDJUR Kräftdjur är generellt känsliga för föroreningar (Naturvårdsverket, 2009). De utgör dessutom en viktig källa till föda för många markorganismer och bör därför ingå som en del av en ekologisk riskbedömning. 5.2 PLATSSPECIFIK EKOTOXIKOLOGISK EFFEKTANALYS 5.2.1 TESTER MED HELJORDSPROV 5.2.1.1 Grobarhetsförsök med vitklöver (Trifolium repens) Testet mäter inhiberingseffekter på växten vitklövers grobarhet och rottillväxt enligt metod beskriven i IVL:s rapport B1492 Platsspecifik riskbedömning av förorenad mark Biologiska tester i kombination med kemiska analyser (Allard, m.fl., 2002). Vissa modifikationer av provvolym, replikatantal samt kontrollmaterial har utförts. Totalt testades åtta jordprov i grobarhetstestet, se tabell 5 samt 6. Ett tunt lager av testjorden (30 ml) fördelades i 9 cm petriskålar av plast och genomfuktades med 7 ml dubbelavjonat vatten, se figur 2a. Tio frön av vitklöver placerades på jordytan, varpå skålen täcktes med lock. Skålarna placerades mörkt i 22 C under sex dygn varefter antalet grodda frön räknas samt rottillväxt (och ev. skottillväxt). Varje jordprov testades i triplikat. 7 (15) AV GAMLA MOTALA VERKSTAD

Figur 2a och b. Grobarhetsförsök med vitklöver (Trifolium repens) med heljord (a) och lakvatten (b). Grobarhetshämning beräknades enligt följande: = (Antal sådda frön Antal groddade frön i prov) * 100/ Antal sådda frön Resultaten från grobarhetsförsöken korrigerades emot kontrollrespons enligt Schneider-Orellis formel (Püntener, 1981). Tillväxthämning beräknades enligt följande: = (Rottillväxt av kontroll Rottillväxt i prov) * 100/ Rottillväxt av kontroll 5.2.1.2 Tillväxthämning av musselkräftan Heterocypris incongruens Ostracodtox (MicroBioTests, Belgien), se figur 3a, är ett toxicitetstest som utförs med den meiobentniska musselkräftan Heterocypris incongruens, enligt Ostracodtoxkit Standard Operational Procedures. I testet exponerades nykläckta musselkräftor för heljordsprov under 6 dygn, se figur 3b, varefter antal överlevande djur räknades och mättes. Från dessa mätdata bestämdes den akuta (mortalitet) och kroniska (tillväxthämning) toxiciteten av sedimentprovet i jämförelse med ett kontrollprov, en sand. Varje jordprov testades med sex replikat. Totalt fem jordprov testades i Ostracodtoxtestet, se tabell 5. Figur 3 a och b. Ostracodtoxkit med frystorkade cystor av musselkräftan Heterocypris incongruens (a). Färdigberedda plattor med sedimentprov och nykläckta musselkräftor dag 0 av testet (b). 8 (15) AV GAMLA MOTALA VERKSTAD