Förstudie av förorenade områden vid f.d. sågverk, Fagersanna

Kemakta AR 2013-06 Förstudie av förorenade områden vid f.d. sågverk, Fagersanna C Jones, H Yesilova april 2013 Box 12655, 112 93 Stockholm Telefon: 08-617 67 00, Telefax: 08-652 16 07, Internet: www.kemakta.se

2

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 UPPDRAG OCH SYFTE... 5 1.1 Beställare... 5 1.2 Bakgrund och syfte... 5 2 BESKRIVNING AV OMRÅDET... 6 2.1 Läge... 6 2.2 Omgivning... 6 2.3 Markanvändning... 7 2.4 Geologi och hydrologi... 7 2.5 Recipient och vattenintresse... 7 2.6 Skyddsobjekt... 8 2.7 Historisk redogörelse... 9 2.7.1 Områdets industrihistoria... 9 2.7.2 Dag och spillvattenledningar... 12 2.7.3 Industriella processer och hanterade ämnen... 12 2.7.4 Avfallshantering... 12 2.8 Tidigare undersökningar... 12 3 GENOMFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 14 3.1 Provtagning... 18 3.1.1 Mark... 18 3.1.2 Grundvatten... 18 3.1.3 Sediment och ytvatten... 18 3.1.4 Inmätning och avvägning... 19 3.2 Kemiska analyser... 19 3.2.1 Dioxinanalyser... 20 4 KARAKTERISERING OCH PRELIMINÄR AVGRÄNSNING AV FÖRORENINGARNA... 21 4.1 Föroreningar i mark... 21 4.2 Föroreningar i Grundvatten... 29 4.3 Föroreningar i ytvatten... 30 4.4 Föroreningar i sediment... 31 5 RISKKLASSNING... 32 5.1 Föroreningarnas farlighet... 32 5.2 Föroreningshalter... 32 5.2.1 Föroreningar i jord... 32 5.2.2 Föroreningar i grundvatten... 36 5.2.3 Föroreningar i ytvatten... 37 5.2.4 Föroreningar i sediment... 37 5.3 Spridning av föroreningar... 38 5.3.1 Spridning i mark och grundvatten... 38 5.3.2 Spridning från och till byggnader... 38 5.3.3 Spridning från mark och grundvatten till ytvatten... 39 5.3.4 Spridning i ytvatten... 39 5.3.5 Spridning i sediment... 39 5.4 Omgivningens känslighet och skyddsvärde... 40 5.4.1 Känsligheten... 40 5.4.2 Skyddsvärde... 40 5.5 Sammanvägd riskklassning... 40 3

6 RISKBEDÖMNING... 42 6.1 Konceptuell modell... 42 6.2 Jämförelse med riskbaserade haltkriterier och andra bedömningsgrunder... 43 6.2.1 Mark... 44 6.2.2 Grundvatten... 44 6.2.3 Ytvatten... 45 6.2.4 Sediment... 46 7 SLUTSATSER OCH FÖRSLAG TILL FORTSATTA ARBETEN... 47 7.1 Slutsatser... 47 7.2 Fortsatt arbete... 49 8 REFERENSER... 51 Bilaga 1 Bilaga 2 Bilaga 3 Bilaga 4 Bilaga 5 Fältprotokoll Sammanställda analysresultat Analysresultat jämförda med klassningskriterier MIFO blanketter Analysprotokoll 4

1 Uppdrag och syfte 1.1 Beställare Kemakta Konsult AB har på uppdrag av Länsstyrelsen i Västra Götalands län genomfört en miljöteknisk markundersökning av förorenade områden inom den så kallade Strandstaden i Fagersanna, Tibro kommun, i syfte att genomföra en förstudie i enlighet med Naturvårdsverkets kvalitetsmanual. 1.2 Bakgrund och syfte Inom undersökningsområdet har sågverksamhet bedrivits sedan 1880-talet fram till 1985 då verksamheten upphörde. Doppning av virke förekom mellan åren 1955 och 1985 på två olika platser inom undersökningsområdet. Klorfenolpreparat användes som doppningsmedel. Både klorfenoler och dioxiner, som förekommer som en biprodukt i doppningsmedel, är miljö- och hälsofarliga ämnen. Klorfenoler påvisades i marken kring doppningskaren i undersökningar från 1986. Inom sågverksområdet har upplagsplatser (brädgård) använts för lagring av doppat virke. Stora delar av undersökningsområdet, de så kallade Uddarna, är utfyllda med grus, spån och bark från sågverksamheten. Sågverksbyggnaderna revs mellan 1983 och 1988 och en sanering av områdena kring de två doppningskaren genomfördes. Området är idag bebyggt med villor och inga byggnader från sågverksperioden finns kvar. Omflyttning av massor skedde inom området innan bostäderna byggdes. Syftet med Kemaktas uppdrag har varit att undersöka föroreningssituationen på området för det f.d. sågverket i Fagersanna till följd av den tidigare bedrivna verksamheten. Provtagning genomfördes för att göra en karakterisering av föroreningar och ge en preliminär bild av föroreningarnas utbredning i plan och djup. Resultatet från undersökningarna har använts som underlag för en riskklassning enligt MIFO-modellen fas 2 och en förenklad riskbedömning. 5

2 Beskrivning av området 2.1 Läge Undersökningsområdet ligger i östra delen av Fagersanna tätort i Tibro kommun, i direkt anslutning till sjön Örlen, se Figur 2-1. Figur 2-1 2.2 Omgivning Översiktsbild över Fagersanna. Inringat område visar undersökningsområdet vid Strandstaden. Lantmäteriet 2012 Medgivande MS2012/02828 Sågverksområdet ligger i östra delen av Fagersanna tätort, vid sjön Örlen. Sågverksområdet inklusive utfyllda uddar är ca 60 000 m 2. Fastigheter som utgör undersökningsområdet är: Fagersanna 10:1 Fagersanna 10:2 Fagersanna 10:3 Fagersanna 10:4 Fagersanna 10:5 Fagersanna 10:10 Fagersanna 10:20 Fagersanna 10:30 Fagersanna 10:40 Fagersanna 10:50 Fagersanna 10:11 Fagersanna 10:21 Fagersanna 10:31 Fagersanna 10:41 Fagersanna 10:51 Fagersanna 10:12 Fagersanna 10:22 Fagersanna 10:32 Fagersanna 10:42 Fagersanna 10:52 Fagersanna 10:13 Fagersanna 10:23 Fagersanna 10:33 Fagersanna 10:43 Fagersanna 10:53 Fagersanna 10:14 Fagersanna 10:24 Fagersanna 10:34 Fagersanna 10:44 Fagersanna 10:54 Fagersanna 10:15 Fagersanna 10:25 Fagersanna 10:35 Fagersanna 10:45 Fagersanna 10:6 Fagersanna 10:16 Fagersanna 10:26 Fagersanna 10:36 Fagersanna 10:46 Fagersanna 10:7 6

Fagersanna 10:17 Fagersanna 10:27 Fagersanna 10:37 Fagersanna 10:47 Fagersanna 10:8 Fagersanna 10:18 Fagersanna 10:28 Fagersanna 10:38 Fagersanna 10:48 Fagersanna 10:9 Fagersanna 10:19 Fagersanna 10:29 Fagersanna 10:39 Fagersanna 10:49 Fagersanna s:3 2.3 Markanvändning Området har sedan slutet av 1980-talet och början på1990-talet varit bebyggt med villor, då den så kallade Strandstaden byggdes. En småbåtshamn och sjöbodar finns inom västra delen av området och en badstrand finns inom nordöstra delen av området. 2.4 Geologi och hydrologi Det f.d. sågverksområdet ligger på ett utfyllt område/uddar mellan Hökensås (löper i öst-västlig riktning) och sjön Örlen. Enligt SGU:s jordartskarta utgörs de naturliga jordlagren inom Hökensåsområdet huvudsakligen av isälvssediment. SGU:s grundvattenkarta visar att en jordartskartering gjorts i en punkt i nära anslutning till undersökningsområdet som visar att de ytligare jordlagren utgörs av ett moränlager med en mäktighet på 3 m som underlagras av isälvsavlagringar (sand) med en mäktighet större än 9 m. Marken inom undersökningsområdet är huvudsakligen uppfylld (Geo-Väst AB, 1986). Innan byggnation av bostäder täcktes området av ett 0,5-1,0 m tjockt skikt sandigt grus. Under detta gruslager förekommer utfyllnad av bark och diverse byggnadsavfall. Mäktigheten av bark- och spånutfyllnad visas i Figur 5-1. Genomsnittlig fyllningsmäktigheten är 1,6 m (max. 3,5 m). Under fyllningen finns ett fast/halvfast lager sand. Berg har inte påträffats inom föreliggande undersökning. I en tidigare undersökning påträffades berg mellan 2,0 och 9,0 m under markytan (Geo-Väst AB, 1986). Berggrunden är granit och i nordöstra delen av Fagersanna finns inslag av kalt berg eller berg med tunt moräntäcke. Grundvattennivån inom området står i närkontakt med ytvattnet i sjön Örlen. De uppmätta grundvattennivåerna varierar inom området i intervallet 1,0-2,0 m under markytan. Vattenståndet i Örlen varierar med cirka 45 cm (Geo-Väst AB, 1986). Enligt uppmätta grundvattennivåer i installerade grundvattenrör dräneras området västerut och norrut mot sjön. Uddarna utanför det ursprungliga sågverksområdet är utfyllda med grus och bark under 1970-talet. 2.5 Recipient och vattenintresse Det undersökta området ligger inom Motala ströms huvudavrinningsområde vars totala storlek är 15 465 km 2 och inom delavrinningsområdet Utloppet av Örlen vars storlek är 91 km 2 (avrinningsområdets ID 648534-141065, SVAR 2012). Recipient för grundvatten och ytavrinning från området är sjön Örlen. Inga enskilda brunnar som används för dricksvattenändamål finns såvitt känt i området. I väster, angränsar området ett vattenskyddsområde (se avsnitt 2.6, nedan). Flödet i Örlen uppskattas till 0,6 m 3 /s som är baserat på det medelflöde som beräknas från SMHI:s rapporterade flöden vid Utloppet av Örlen under perioden januari 1999 till december 2011. 7

2.6 Skyddsobjekt Området ligger inom ett område av riksintresse för naturvård (Örlendalen). Inga övriga djur- eller växtskyddsområden, naturreservat eller nationalparker finns i närheten av området. Grundvatten Det f.d. sågområdet ligger inom ett område som identifierats av SGU som grundvattenförekomst. Uttagsmöjligheter bedöms vara 25-125 l/s. Grundvattnet inom Fagersanna används både av enskilda och av kommunen som täkt för dricksvatten. Undersökningsområdet angränsar det yttre vattenskyddsområdet för vattentäkten i Fagersanna, se Figur 2-2. Den sydvästra delen av undersökningsområdet, som har använts som timmerupplag, ligger inom det yttre vattenskyddsområdet. Figur 2-2 Inre och yttre vattenskyddsområden i Fagersanna 8

Ytvatten Sjön Örlen är som djupast 26,9 meter och är 14,2 km 2 i yta (SVAR, 2009). Örlen tillhör Forsviksåns avrinningsområde och avvattnas till Vättern via sjön Viken och Forsviksån. Ulvån och Örlan är tillflöden som rinner ut i Örlen i viken öster om det gamla sågområdet. Vattnet från sjön utnyttjas för bevattningsändamål av bl.a. idrottsanläggningen. Sjön används för friluftsliv. 2.7 Historisk redogörelse 2.7.1 Områdets industrihistoria Sågverket var i drift mellan slutet av 1800-talet och 1985. Doppning skedde på två olika platser inom området. Under 1955-1971 skedde doppning i södra delen av området se Figur 2-3. Under 1971-1985 skedde doppning längre norrut. Vid den nya doppningsanläggningen fanns uppsamlingsplåtar runt karen som ledde den avrinnande lösningen tillbaka till karet. Doppning utfördes med hjullastare. Avrinningstiden var mellan 5 och 15 minuter. Virket transporterades till brädgården (underlag av grus och sand). Enkelt tak förhindrade infiltration i brädgården. Forsviks Skogar AB förelades 1987-06-01 av Länsstyrelsen att ta bort vissa jordmassor som var högkontaminerade med impregneringsmedel. Enligt Miljö och hälsoskyddskontoren skedde detta i enlighet med beslutet. Före byggnation av Strandstaden schaktades de mest förorenade massorna (med högsta pentaklorfenolhalter) bort men dokumentationen kring detta är inte tydlig. Enligt MIFO fas 1 inventeringen kördes 180 m 3 till SAKAB och 18 m 3 deponerades på Tibros kommunala tipp. Uppgifter över borttagning av jordmassor samt flyttning av massorna sammanfattas i Figur 2-3. Utöver detta flyttades också en del massor inom området. Uddarna är utfyllda med grus och bark under 1970-talet, se Figur 2-4. Figuren visar utfyllnaden av den västra delen av området. Utfyllnad har även skett längs strandlinjen i den norra delen av området. 9

Figur 2-3 Undersökningsområdet med markerade doppningsplatser samt schaktplan för borttagning och flytt av massor som utfördes 1987 inför byggnation av Strandstaden (flygfoto från 1983). 10

Figur 2-4 Undersökningsområdet med strandlinjen vid olika årtal, baserat på historiska flygbilder. 11

2.7.2 Dag och spillvattenledningar Nuvarande dagvattensystemet leder vatten orenat till sjön Örlen. 2.7.3 Industriella processer och hanterade ämnen Enligt Karlsson (1974) användes Gullviks blånadsskyddsmedel (Gullviks blåskydd) som innehöll 2,4,6-triklorfenol vid Fagersanna-verken. Doppning av virkespaket skedde under perioden juli-september. Det är sannolikt att preparat baserat på pentaklorfenol också har använts, eftersom pentaklorfenol påträffades på området i tidigare undersökningar (IVL, 1986a och IVL, 1986b) samt i föreliggande undersökning. Vid 1974 fattades beslutet att klorfenolbaserade preparat ersätts med improsol. Verksamma ämnen i improsol var ammoniumvätefluorid; CAS Nr.1341-49-7 (65 vikt-%) och kaliumvätefluorid; CAS Nr 7789-29-9 (30 vikt-%). Användning av improsol förbjöds 1991. Även Mitrol 48 dopp och Benomyl 50 uppges ha använts vid sågverket (Karlsson, 1974). Mitrol 48 innehöll N-Alkylbensyldimetylammoniumklorid (C8-C18) (CAS Nr: 61789-71-7) och Guazatinacetater (CAS Nr. 115044-19-4). Benomyl 50 innehöll 50 vikt-% benomyl (CAS Nr. 17804-35-2). 2.7.4 Avfallshantering Enligt uppgift skickades bildat slam från doppningskaret tillsammans med bark och spån till Otterbäcken för förbränning (Länsstyrelsen i Västra Götalands län, 1998), men det är oklart om detta gäller hela driftperioden. Spån och bark verkar ha förbränts i anläggningens pannhus. En spånsilo visas på flygfoto från 1973. I övrigt har spån och bark använts för utfyllnad av området. 2.8 Tidigare undersökningar En undersökning gjordes av Geo-Väst AB (Geo-Väst AB, 1986) på uppdrag av Swede Homes AB, med jordprovtagning 1985 i fyra provpunkter på sågområdet. Analys genomfördes med avseende på pentaklorfenol och DDT. I en provpunkt vilket låg ungefär i området för doppning efter 1971, var pentaklorfenolhalten 150 mg/kg. I övriga punkter, vid gränserna till sågverksområdet längs stränderna, var klorfenolhalterna lägre. Den högsta halten var 0,09 mg/kg vid stranden norr om doppningsområdena. Två undersökningar gjordes av IVL (IVL, 1986a och IVL 1986b) för att kartlägga föroreningssituation innan bostadsbyggnation på området. Provtagning utfördes i 7 provgropar inom impregneringsområdet. Jordproven analyserades med avseende på pentaklorfenol. (Preparatet Gullviks blåskydd innehöll huvudsakligen triklorfenol, och pentaklorfenol borde ha varit i preparatet endast som orenhet). I jordprover från provgrop inom området för doppningskaret som användes innan 1971 var halten pentaklorfenol mellan 52 och 830 mg/kg. Den högsta halten förekom i en sandlager cirka 65 cm under markytan, och en hög halt (550 mg/kg) förekom cirka 125 cm under markytan. I markytan var halten 260 mg/kg i spån och 120 mg/kg i grusig sand. 12

I två provgropar inom området för doppningskaret som användes efter 1971 var halterna pentaklorfenol lägre. Den högsta halt var 2,3 mg/kg. Jordprov från provgropar som låg i området som användes som upplag för impregnerat virke hade låga halter av pentaklorfenol. Den högsta halten (0,3 mg/kg TS) fanns i ytjord i en punkt som låg direkt norr om dopningsområdet som användes 1971-1985. I spån som låg på 1,1 m djup var halten något förhöjd i förhållande till överliggande lager. Högsta halten var 0,058 mg/kg. Kompletterande undersökningar gjordes för att avgränsa föroreningar i området runt doppningskaret som användes innan 1971. Halterna av pentaklorfenol i de nya provpunkterna (provgropar) var lägre än halterna som detekterades tidigare i doppningsområdet. De högsta halterna (2,2-3,6 mg/kg) fanns i ytjord i provgropar som låg norr om doppningskaret (observerar att figur 1 i IVL 1986b verkar vara orienterade med norr i botten av figuren). Halterna minskade med djup under markytan. I alla provgropar fanns spån på markytan men detta var inte analyserat. Sanering av delar av området samt flyttning av jordmassor gör att halterna som uppmätts i dessa undersökningar inte är relevanta för dagens förhållanden, men förekomsten av förorening med klorfenoler på delar av området påvisades. 13

3 Genomförda undersökningar Inom föreliggande studie har undersökningar genomförts av jord, grundvatten, ytvatten och sediment. Provtagningen genomfördes av PentaCon AB under perioden 2012-11-23 2012-11-28. Vid sedimentprovtagningen deltog även Kemakta Konsult AB. De kemiska analyserna gjordes av ALS Scandinavia AB. Samtliga provpunkter för provtagning av mark, grundvatten, sediment och ytvatten redovisas i Figur 3-1. I figuren visas dagens fastighetskarta över ett flygfoto från 1955. Syftet med respektive provpunkt sammanfattas i Tabell 3-1. 14

Figur 3-1 Provpunktskarta, undersökningar 2012, Fagersanna f.d. sågverksområde (flygfoto från 1955). 15

Tabell 3-1 Syfte med respektive provpunkt i den inledande undersökningen Provpunkt Syfte provtagning 12F1 Första doppningskaret. Har sanerats borde finnas ny fyllning till ganska stor djup. Provtagning av gammalt material under ny fyllning om möjligt. 12F2 Vid möjlig råsortering huset som byggdes mellan 1955 och 1965. Kan ha sanerats. Provtagning av gammalt material under ny fyllning om möjligt. 12F3 Sågbyggnader ev nedströms (öster) gamla doppningskaret. 12F5 Nya doppningskaret. Nedströms (hus byggt över karet). Kan ha sanerats. Provtagning av gammalt material under ny fyllning om möjligt. jord sediment grundvatten ytvatten 1 Gv rör 1 1 1 Gv rör 12F6 Ev. nedströms nya doppningskaret. 1 12F7 Brädgård, upplagsområdet, 1955 och framåt. 1 12F8 Brädgård, upplagsområdet, 1955 och framåt. 1 12F9 Utströmning från området (norrut), innanför gamla 1 Gv rör strandlinjen. 12F10 Utströmning från området (NV), innanför gamla 1 Gv rör strandlinjen. Brädgård. 12F11 Utströmning från området (österut), innanför gamla 1 Gv rör strandlinjen. Brädgård. 12F12 Utfyllt område undersöka fyllningen. 1 12F13 Utfyllt område undersöka fyllningen. 1 12F14 Utfyllt område undersöka fyllningen. 1 12F15 Utfyllt område undersöka fyllningen. 1 12F16 Utfyllt område undersöka fyllningen. 1 16

Provpunkt Syfte provtagning jord sediment grundvatten ytvatten 12F17 Utfyllt område undersöka fyllningen. 1 12F18 Stranden. 1 12F19 Sediment, stranden. 1 12F20 Sediment strand nära bostäder. 1 12F21 Sediment strand nära bostäder. 1 12F22 Sediment, Sjölagring. 1 1 12F23 Sediment, Sjölagring utanför landsortering. 1 12F24 Sediment, Sjölagring utanför landsortering. 1 12F25 Brädgård/Landsortering 1965, Landsortering 1970. 1 12F26 Brädgård/Landsortering 1965, Landsortering 1970. 1 Vattentäkt (visas ej i figuren). vattentäkt Total 17 6 6 1 17

3.1 Provtagning Fältprotokollen från provtagning finns i Bilaga 1. 3.1.1 Mark Jordproverna togs ut genom skruvborrning med borrbandvagn Geotech 604D. Borrning/skruvprovtagning skedde med så kallade JB-skruvar. Jordprovtagning med skruvborr ner till cirka 3 m djup kan ske med endast liten risk för korskontaminering. Innan undersökningsområdet bytt markanvändning till ett bostadsområde, utfördes markarbeten på det gamla sågområdet, och den gamla markytan täckts med ny jord. Vid provtagningen identifierades den gamla markytan eftersom dioxinföroreningar ofta är lokaliserade vid markytan där förorening skedde på grund av dropp och spill (exempelvis vid brädgårdar). Prov togs ut av den nya fyllnadsjorden och sparades. Samlingsprov togs ut varje halvmeter ned till den gamla markytan (om den gamla markytan finns kvar). Prov togs ut av den översta 0,25 m av den gamla markytan, samt av skikt 0,25-0,5 m under den gamla markytan och därefter varje halvmeter eller i samband med övergång till ny jordart och vid misstänkt förorenade lager. Prov överfördes till diffusionstäta påsar. Borrning skedde till stopp vid block/berg eller till 1 m i den underliggande täta jordlager (exempelvis lera). Vid provtagning av brädgårdar och vissa prov i landsorteringar togs prov under den gamla markytan endast till ett djup av 1 m. 3.1.2 Grundvatten Grundvattenrör av PEH-material med dimensionen 63/52 mm installerade i skruvborrade hål. Inmätning av grundvattenytans nivå och provtagning av grundvatten gjordes då vattennivån åter har ställt in sig. Efter avläsning av grundvattenytans nivå omsätts rören för att säkerställa provtagning av formationsvatten. Vattenprovtagning gjordes med så kallad engångshämtare (bailer), med en separat hämtare för respektive rör för att undvika risken för korskontaminering mellan rören. Grundvattenprover togs ut i de installerade grundvattenrören. Prover för metallanalys filtrerades i fält med 0,45 µm engångsfilter. Separata prover för analys av organiska föroreningar togs så långt möjligt med hänsyn till fältförhållandena på klarvattenfas, men filtrerades inte för att undvika upptag av föroreningar på filtren. Proverna skickades till laboratorium i av laboratoriet anvisade kärl. Grundvattnets temperatur, konduktivitet och ph mättes i fält vid provtagningstillfälle. 3.1.3 Sediment och ytvatten Provtagning skedde från stranden i anslutning till området. Sedimentprov togs ut i form av sedimentkärnor med rörprovtagare (Willnerprovtagare). Sedimentkärnorna skiktades i 5 cm skikt. Ytvattenprov togs ut direkt i av laboratoriet anvisade kärl. Ytvattnets ph, konduktivitet och temperatur mättes i fält. 18

3.1.4 Inmätning och avvägning Samtliga provpunkter mättes in i plan och profil med Nätverks GPS i SWEREF 99 13 30 och höjdsystemet RH2000. 3.2 Kemiska analyser Analyser genomfördes med avseende på dioxiner och klorfenoler, som kan förekomma inom området genom den doppning som ägde rum med klorfenolbaserade preparat. Analys genomfördes även med hänsyn till klorerade bekämpningsmedel i ett jordprov och ett sedimentprov. Klorerade bekämpningsmedel användes vid flera sågverk för att hindra insektangrepp i lagrat timmer, dock finns inga uppgifter om användning av klorerade bekämpningsmedel vid Fagersanna. I ett prov från den norra (det senare använda) doppningsområdet analyserades benomyl i grundvatten. Inga analyser genomfördes avseende på ammoniumvätefluorid och kaliumvätefluorid, eftersom dessa ämnen är mycket lösliga och förmodligen inte finns kvar på området. Inga analyser genomfördes heller med avseende på de verksamma ämnena i Mitrol 48, eftersom dessa ämnen är relativt lätt nedbrytbara i jord. En screening genomfördes på ett prov av ett vitfärgat material som påträffades i marken vid en provpunkt, se avsnitt 4.1. Analys genomfördes i ett urval av prover med avseende på arsenik och metaller samt oljekolväten, som är vanligt förekommande på industriområden. Analys med avseende på metaller genomförs även för att kontrollerar om föroreningar förekommer som ett resultat av doppning/impregnering med preparat som innehåller metallsalter (exempelvis av koppar, krom och arsenik). Omfattning på de kemiska analyserna ges i Tabell 3-2. Urval av jord och sedimentprov och djupnivåer för analyser gjordes med hänsyn till fältprotokollet. Kemiska analyser genomfördes i två omgångar. Kompletterande analyser gjordes på utvalda prover i omgång 2 för att ge kompletterande information om föroreningars utbredning i det gamla utfyllnadsmaterialet samt om föroreningshalterna i ytnära jord. Tabell 3-2 Sammanfattningstabell över utförda kemiska analyser. Parameter Jord Grundvatten Sediment Ytvatten Dioxiner 15 (Omgång 1) 16 (Omgång 2) Klorfenoler 14 (Omgång 1) 1 (Omgång 2) 5 gv-rör + vattentäkten 5 gv-rör + vattentäkten 2 1 Metaller 14 5 gv-rör 1 1 Alifater, aromater, PAH16 Klorerade bekämpningsmedel 14 5 gv-rör 1 1 1 1 Benomyl 1 Screening analys 1 Glödförlust 8 2 DOC 5 gv-rör 1 19

3.2.1 Dioxinanalyser Dioxinhalter rapporteras som både som halt av enskilda kongener i ng/kg TS och som en summahalt av toxiska ekvivalenter (TEQ) vilket innebär att halter av enskilda kongener (dioxinföreningar) viktas beroende på toxiska de är i jämförelse med den mest toxiska kongenen, 2,3,7,8-TCDD. Analysresultaten summeras på två sätt; ett där en summering görs av halter för kongener över rapporteringsgräns och ett där summeringen av halter även görs för kongener under rapporteringsgränsen (detektionsgränsens värde används). Dessa två summeringar anges som lowerbound eller upperbound när halter anges. 20

4 Karakterisering och preliminär avgränsning av föroreningarna 4.1 Föroreningar i mark Resultaten från samtliga genomförda kemiska analyser för jord, grundvatten, ytvatten och sediment återfinns i bilaga 2. I bilaga 5 återfinns analysprotokollen från ALS Scandinavia AB. För att göra en karakterisering av föroreningar på området har uppmätta föroreningshalter i jord jämförts med Naturvårdsverkets generella riktvärden (Naturvårdsverket, 2009) för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM), se Tabell 4-1 (dioxiner och klorfenoler), Tabell 4-2 (metaller) och Tabell 4-3 (petroleumkolväten). Även medel- och maxhalter av de uppmätta föroreningarna i jordprov, samt median, 75-percentilen och 90-percentilen visas i tabellerna. Dioxinhalterna i det undersökta området är generellt förhöjda; i 23 av 34 prover överskrids det generella riktvärdet för KM. Dioxinhalterna i fyra av proverna överskrider riktvärdet för MKM och i två av proverna överskrids riktvärdet med stor marginal. Dioxinhalterna i jord visas i Figur 4-2 (djupare jord) och i Figur 4-3 (ytnära jord; med prov från ytskiktet eller i skikt 0,1-0,5 m). Den högsta halten dioxiner (13 000 ng TEQ/kg TS) förekommer i djupare jord, 1,4-2,0 m under markytan (punkt 12F11). Den höga dioxinhalten förekom i spån- och barkutfyllnad. Höga halter dioxiner fanns även i punkt 12F14 i fyllning bestående av sand, grus och sten. I ytlig jord (0,1-0,5 m) var halten 5400 ng/kg TS och i djupare jord var halten 420 ng/kg TS. Även om en mycket hög halt av dioxiner påträffades i spån och bark vid punkt 12F11 finns ingen generell trend att spån och bark har de högsta halterna av dioxiner. Några prover av spån och bark har endast måttligt förhöjda halter av dioxiner, medan flera prov av övriga typer av fyllnadsmaterial och av mulljord i ytskiktet (som borde vara ny jord) har dioxinhalter som överskrider KM-riktvärdet, se Figur 4-1. 100000 Dioxiner upperbound, ngteq/kg TS 10000 1000 100 10 1 12F11 12F16 12F12 12F17 12F10 12F15 12F25 12F18 12F7 12F17 12F1 12F18 12F8 12F6 12F1 12F11 12F5 12F5 12F11 12F9 12F10 12F12 12F14 12F14 12F13 12F16 12F16 12F15 12F15 12F16 12F3 12F7 12F1 12F1 12F2 bark spån bark mull mull/övrigt grus/sand/sten Figur 4-1 Dioxinhalter (ng TEQ/kg TS) i jord fördelade på olika material (Observera logskala). 21

Dioxinhalter analyserades i prover från provpunkter som ligger i närheten av de tidigare doppningskaren; 12F1 (det första doppningskaret) och 12F5 (det senare doppningskaret). Vid 12F1 var halten dioxiner i ytskiktet 50 ng TEQ/kg TS, men var hög (1100 ng TEQ/kg) i skikt 0,2-0,7 m, som innehåll eventuella spår av rivningsrester (tegel). Vid punkt 12F5 var dioxinhalterna 110 och 66 ng TEQ/kg TS i ytlig respektive djupare jord. Marken kring doppningskaren har sanerats, men dioxinhalterna inom dessa områden är förhöjda ändå. Vid 12F5 var dioxinhalten lägre i provet från den gamla markytan, 0,7-1,0 m under markytan, än i nyare material som lagts ovanpå den gamla markytan. I ett samlingsprov av bark från två provpunkter i området som ligger sydväst om hamnen, som tidigare har använts för timmersortering och även som brädgård, var halten dioxiner 24 ng TEQ/kg, vilket är i samma nivå som Naturvårdsverkets riktvärde för KM. Dioxinhalten i mark från den gamla markytan vid badstranden nordost om området var låga; 8,6 ng TEQ/kg TS, vilket ligger under riktvärdet för KM. Dioxinhalten i nytillfört material över den gamla markytan var högre, 51 ng TEQ/kg TS, och över riktvärdet för KM. Summa klorfenoler överskrider det generella riktvärdet för MKM i provet med den högsta dioxinhalten. I övrigt var summahalten av klorfenoler under riktvärdet för KM. Figur 4-4 visar klorfenolhalterna i jord. Förhöjda halter klorfenoler, som ligger i nivå med KM-riktvärdet, finns även i utfyllnaden vid två punkter nära stranden i östra och norra delarna av området. De uppmätta metallhalterna på området är låga och under riktvärdena för KM. Kadmiumhalten i endast ett prov ligger i samma nivå som riktvärdet för KM. Halterna av petroleumkolväten (alifater, aromater och PAH-föreningar) var generellt låga. Av PAH-föreningarna ligger halten av PAH-H i nivå med riktvärdet för KM. tyngre alifater överskrider riktvärdet för KM i fyra prover, men ligger långt under riktvärdet för MKM. Alla dessa prover togs i djupare material (minst 0,5 m under markytan). Vid provpunkt 12F14 observerades ett vitfärgat material i marken. Eftersom fluorider har använts för doppning vid sågverket analyserades materialet för att ta reda på om det kunde innehålla fluorider, exempelvis kalciumfluorid. Fluor påvisades ej. Materialet är kalciumrik med låga halter av aluminium, kisel och svavel. Partiklarna reagerar med 10 % saltsyra och löser upp sig under kraftig bubblande. Detta indikera att en del av partiklarna kan vara kalcit (kalciumkarbonat). Materialet kan också innehålla andra kalciumrika föreningar som t.ex. Ca(OH) 2 eller liknande. Halterna av klorerade bekämpningsmedel i det analyserade provet var under rapporteringsgränsen. 22

Tabell 4-1 Jämförelse av uppmätta halter av dioxiner och klorfenoler i jord med Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig- och mindre känslig markanvändning (Naturvårdsverket, 2009). Summa klorfenoler (mg/kg TS) Dioxin (ng TEQ/kgTS) KM 0,5 20 MKM 3 200 12F1 0-0,1 0,018 50 12F1 0,2-0,7 1100 12F1 1,0-1,5+1,5-2,0 <0,18 4,9 12F2 1,0-1,6 3,8 12F2 1,0-1,6/1,6-2,0 <0,18 12F3 0,7-0,9+0,9-1,0 16 12F5 0-0,7 110 12F5 0,8-1,0 0,035 66 12F6 0-0,2 5,5 12F7 0-0,1 150 12F7 0,4-1,0 <0,18 16 12F8 0-0,1 29 12F9 0,5-1,0 <0,18 30 12F10 0-0,5 15 12F10 1,0-1,3 0,013 55 12F11 0-0,5 120 12F11 0,5-1,0+1,0-1,4 65 12F11 1,4-2,0 9,3 13000 12F12 0-0,6 12 12F12 1,5-2,0/2,0-2,5/ 2,5-3,0/3,0-3,5 0,5 59 12F13 0,1-0,5 150 12F14 0,1-0,5 5400 12F14 1,0-1,5/1,5-1,9 0,021 420 12F15 0,1-0,5/0,5-1,0/1,0-1,4 <0,18 47 12F15 1,4-2,0/2,0-2,6 <0,18 30 12F16 0,1-0,5 98 12F16 0,1-0,5/0,5-1,0/1,0-1,6/12F171,0-1,6/0,5-1,1 22 12F16 2,0-2,3/2,3-2,7 0,44 94 12F17 0-0,1 130 12F17 1,1-1,5/1,5-2,0/2,0-2,7 0,069 57 12F18 0-0,1 51 12F18 0,7-1,0/1,0-1,5/1,5-2,0 0,007 8,6 12F25 0,5-1,0/ 12F26 1,3-1,6 24 Medel 0,73 670 Max 9,30 13000 90 percentil 0,48 393 75 percentil 0,09 113 Median 0,09 53 23

Tabell 4-2 Jämförelse av uppmätta halter av metaller i jord (mg/kg TS) med Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig- och mindre känslig markanvändning (Naturvårdsverket, 2009). Arsenik Barium Bly Kadmium Kobolt Koppar Krom totalt Kvicksilver Nickel Vanadin Zink KM (mg/kg) 10 200 50 0,5 15 80 80 0,25 40 100 250 MKM (mg/kg) 25 300 400 15 35 200 150 2,5 120 200 500 Provpunkt 12F1 0,7 1,0 0,549 31,9 2,24 <0,1 0,858 4,85 2,8 <0,2 1,08 8,36 7,51 12F2 1,0 1,6 0,745 20,1 1,39 <0,1 1,05 1,42 2,52 <0,2 1,56 3,75 8,89 12F5 0,8 1,0 <0,5 36,5 7,31 0,13 1,04 11,2 2,11 <0,2 1,55 5,69 26 12F8 1,7 2,0 2,28 54,1 5,3 <0,1 2,18 3,97 3,43 <0,2 1,8 9,09 26,7 12F11 0 0,5/0,5 1,0/1,0 1,4 <0,5 45,2 4,64 <0,1 1,52 4,11 4,42 <0,2 2,02 6,53 24,4 12F12 1,5 2,0/2,0 2,5/ 2,5 3,0/3,0 3,5 <0,5 75,8 3,01 0,191 1,42 4,87 3,47 <0,2 2,03 6,73 45,3 12F14 1,0 1,5/1,5 1,9 <0,5 43,2 1,51 <0,1 0,892 5,16 6,33 <0,2 2,7 5,54 9,96 12F15 0,1 0,5/0,5 1,0/1,0 1,4 6,22 71,1 5,03 <0,1 1,72 4,46 3,29 <0,2 1,98 7,08 25,6 12F15 1,4 2,0/2,0 2,6 2,48 90,3 5,6 0,144 2,33 5,68 5,35 <0,2 3,47 9,89 46,6 12F16 0,1 0,5/0,5 1,0/1,0 1,6/12F171,0 1,6/0,5 1,1 <0,5 40,1 2,51 <0,1 1,69 4,2 3,58 <0,2 2,51 6,24 18,7 12F16 2,0 2,3/2,3 2,7 0,574 34,3 2,22 <0,1 1,25 5,36 2,71 <0,2 1,56 5,03 25,6 12F17 1,1 1,5/1,5 2,0/2,0 2,7 1,11 179 5,27 0,683 1,07 5,55 2,17 <0,2 1,94 2,35 122 12F18 0,7 1,0/1,0 1,5/1,5 2,0 <0,5 50,5 1,96 <0,1 2,24 4,17 2,72 <0,2 3,11 5,24 18,9 12F19 0 5 0,767 115 9,61 0,162 2,33 12,2 5,33 <0,2 3,32 28,5 39,8 12F25 0,5 1,0/ 12F26 1,3 1,6 <0,5 52,5 2,84 <0,1 1,33 4,37 3,58 <0,2 2,54 8,39 28,4 Medel 1 59 4 0,12 1 5 3 2 6 31 Max 6 179 7 0,68 2 11 6 3 10 122 90 percentil 2 86 6 0,18 2 6 5 3 9 46 75 percentil 1 67 5 0,11 2 5 4 3 8 28 Median 0 48 3 0,05 1 5 3 2 6 26 24

Tabell 4-3 Jämförelse av uppmätta halter (mg/kg TS) av PAH-föreningar, alifater och aromater i jord med Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig- och mindre känslig markanvändning (Naturvårdsverket, 2009). PAH L PAH M PAH H Alifat >C8 C10 Alifat >C10 C12 Alifat >C12 C16 Alifat >C16 C35 Aromat >C8 C10 Aromat >C10 C16 Aromat >C16 C35 KM 3 3 1 20 100 100 100 10 3 10 MKM 15 20 10 120 500 500 1000 50 15 30 Provpunkt 12F1 0,7 1,0 <0,15 1,5 1,4 <10,0 <20 <20 <20 <0,480 0,094 <1,0 12F2 1,0 1,6 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 <20 <0,480 <1,24 <1,0 12F5 0,8 1,0 <0,15 0,24 <0,32 <10,0 <20 <20 22 <0,480 <1,24 <1,0 12F8 1,7 2,0 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 <20 <0,480 <1,24 <1,0 12F11 0 0,5/0,5 1,0/1,0 1,4 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 21 <0,480 <1,24 <1,0 12F12 1,5 2,0/2,0 2,5/ 2,5 3,0/3,0 3,5 <0,15 0,68 <0,32 <10,0 <20 <20 188 <0,480 <1,24 1,8 12F14 1,0 1,5/1,5 1,9 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 21 <0,480 <1,24 <1,0 12F15 0,1 0,5/0,5 1,0/1,0 1,4 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 <20 <0,480 <1,24 <1,0 12F15 1,4 2,0/2,0 2,6 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 97 <0,480 <1,24 <1,0 12F16 0,1 0,5/0,5 1,0/1,0 1,6/12F171,0 1,6/0,5 1,1 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 <20 <0,480 <1,24 <1,0 12F16 2,0 2,3/2,3 2,7 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 265 <0,480 <1,24 1,5 12F17 1,1 1,5/1,5 2,0/2,0 2,7 <0,15 0,89 <0,32 <10,0 <20 <20 337 <0,480 1,2 1,4 12F18 0,7 1,0/1,0 1,5/1,5 2,0 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 <20 <0,480 <1,24 <1,0 12F19 0 5 <0,15 <0,25 <0,32 <10,0 <20 <20 75 <0,480 <1,24 <1,0 12F25 0,5 1,0/ 12F26 1,3 1,6 <0,15 0,15 <0,32 <10,0 <20 42 233 <0,480 1,57 <1,0 Medel 0 0,2 0,1 0 0 3 85 0 0,2 0,3 Max 0 1,5 1,4 0 0 42 337 0 1,6 1,8 75 percentil 0 0,2 0 0 0 0 165 0 0,0 0,0 90 percentil 0 0,8 0 0 0 0 255 0 0,9 1,5 Median 0 0,0 0 0 0 0 21 0 0,0 0,0 25

Figur 4-2 Dioxinhalterna (ng TEQ/kg TS) i djupare jordprov (> 0,5 m under markytan), Fagersanna f.d. sågverksområde. 26

Figur 4-3 Dioxinhalter (ng TEQ/kg TS) i ytnära jord (0-0,5 m), Fagersanna f,d, sågverksområde. 27

Figur 4-4 Summahalten av klorfenoler (mg/kg TS) i mark, Fagersanna f.d. sågverksområde. 28

4.2 Föroreningar i Grundvatten Halterna av dioxiner var höga i grundvattenrör 12F9 (1,8 ng TEQ/l) som ligger norr om sågområdet och 12F11 (1,5 ng TEQ/l) som ligger väster om sågområdet (se Figur 4-5). I grundvattenrör 12F5 var dioxinhalterna lägre men förhöjda; 0,11 ng TEQ/l. I de övriga rören var halterna lägre, omkring 0,03 ng TEQ/l. ng TEQ/l 2 1.8 1.6 1.4 1.2 1 0.8 0.6 0.4 0.2 0 sum WHO PCDD/F TEQ lowerbound sum WHO PCDD/F TEQ upperbound 12F1 12F5 12F9 12F10 12F11 12F22 Grundvattenrör Ytvatten Vattentäkt Figur 4-5 Dioxinhalterna i grundvatten (grundvattenrör och vattentäkten) och ytvatten, provtagning november 2012, Fagersanna f.d. sågverksområdet. Halterna av klorfenoler i grundvattenprov från Fagersanna visas i Figur 4-6. I två av grundvattenrören var halterna under rapporteringsgränsen, i grundvattenrör 12F11 var halten av diklorfenol 0,5 µg/l och i två grundvattenrör (12F5 och 12F9) var halten av pentaklorfenol 0,12 µg/l. Inga andra klorfenoler fanns i halter över rapporteringsgränsen. Figur 4-6 Klorfenolhalterna i grundvatten (grundvattenrör och vattentäkten) och ytvatten, provtagning november 2012, Fagersanna f.d. sågverksområdet. 29

Endast tyngre alifater (>C16-C35) detekterades i grundvattenprover halterna av alla andra alifatfraktioner var under rapporteringsgränsen. Den högsta halten alifater >C16- C35 var 29 mg/l i grundvattenrör 12F11. Aromatiska kolväten, framförallt PAH-föreningar påvisades i alla grundvattenrör. I de flesta rör var halterna ganska låga; halten av summa 16-PAH-föreningar varierade inom intervallet 0,04-0,07 µg/l. I rör 12F1 var halten av summa 16-PAH-föreningar i grundvatten mycket högre, 4,6 µg/l, med halten av PAH-M 2,1 µg/l och PAH-H 2,4 µg/l, se Figur 4-7. 3,0 2,5 2,0 PAH, summa L µg/l PAH, summa M µg/l PAH, summa H µg/l µg/l 1,5 1,0 0,5 0,0 12F1 12F5 12F9 12F10 12F11 12F22 Grundvattenrör Ytvatten Figur 4-7 Halterna av PAH-föreningar i grundvatten och ytvatten, provtagning november 2012, Fagersanna f.d. sågverksområdet. Benomyl analyserades i grundvattenför 12F5 eftersom uppgifter fanns att detta bekämpningsmedel användes för doppning i det norra doppningskaret. Ingen benomyl detekterades i grundvattnet. Halten av alla klorfenoler och alla dioxinkongener var under rapporteringsgränsen i vattenprovet från vattentäkten. Halterna av DOC i grundvattenprover visas i Tabell 4-4 nedan. DOC-halten var högst i grundvattenrör 12F11, 12F5 och 12F10, och är typiska för områden med spån och barkupplag. Det finns dock ingen klar korrelation mellan halterna av dioxiner i grundvatten och DOC-halterna. Tabell 4-4 DOC-halt i grundvatten, november 2012, Fagersanna f.d. sågverksområde. 12F1 12F5 12F9 12F10 12F11 DOC (mg/l) 7,2 24,1 13 22,6 35,6 4.3 Föroreningar i ytvatten Inga klorfenoler detekterades vattenprovet som togs i hamnen (12F22). Halterna av dioxiner var förhöjda (0,029 ng TEQ/l). Detta kan bero på sedimentpartiklar i ytvattenprovet. Halterna av petroleumkolväten (alifater och aromater) samt PAHföreningar var under rapporteringsgränsen. 30

Metallhalterna i ytvattenprovet klassas som mycket lågt eller lågt enligt tillståndsklassning i Naturvårdverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag för alla metaller utom krom som förelåg i måttlig halt. 4.4 Föroreningar i sediment Två sedimentprov analyserades med avseende på dioxiner, ett prov från hamnområdet (12F22) och ett prov från badstranden. I provet från hamnen var dioxinhalten 36 ng TEQ/kg TS. I provet från badstranden var halten dioxiner 20 ng TEQ/kg TS, vilket är i samma nivå som Naturvårdsverkets riktvärde för mark med känslig markanvändning. Metaller och oljekolväten analyserades i sedimentprovet från badstranden. Endast tyngre alifater (>C16-C35) detekterades i sediment, och halten var låg (75 mg/kg TS) och under Naturvårdsverkets riktvärde för KM. Inga aromatiska kolväten och PAHföreningar fanns i halter över rapporteringsgränsen. Metallhalterna var låga, under KMriktvärdena och klassas som mycket låga enligt tillståndsklassning i Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag. Halterna av klorerade bekämpningsmedel i det analyserade provet var under rapporteringsgränsen. 31

5 Riskklassning 5.1 Föroreningarnas farlighet Föroreningarnas farlighet bedöms enligt MIFO utifrån hälso- och miljöfarligheten hos föroreningarna inom det aktuella objektet. Vid bedömningen tas ingen hänsyn till eventuella samverkanseffekter av flera föroreningar. Farligheten med de föroreningar som är dimensionerande för föroreningssituationen i Fagersanna, dvs dioxiner, klassas enligt MIFO (Naturvårdsverket, 1999a, tabell 3) som mycket hög. Även farligheten hos andra föroreningar som påträffades i halter över riktvärdet för MKM, klorfenoler och PAH-föreningar, klassas som mycket hög. Av föroreningar som påträffades i halter över riktvärdet för KM klassas farligheten som mycket hög för kadmium och måttlig för zink och alifatiska kolväten. 5.2 Föroreningshalter Föroreningssituationen vid Fagersanna f.d. sågverksområde bedöms utifrån uppmätta halter i jord, grundvatten, ytvatten och sediment. Föroreningsnivån bedöms enligt kriterier i NV 4918 (Naturvårdsverket 1999, uppdaterad 2002). De uppmätta halterna bedöms på två sätt: Bedömning av tillstånd; en bedömning av hälso- och miljöeffekter av föroreningarna Avvikelse från jämförvärde; en bedömning av graden av påverkan av en punktkälla för föroreningarna. 5.2.1 Föroreningar i jord Tillstånd En bedömning av tillstånd av mark utifrån uppmätta halter arsenik och metaller görs i bilaga 3, tabell B3-1 och en bedömning görs utifrån uppmätta halter av organiska föroreningar i bilaga 3 tabell B3-2. Bedömningen görs genom jämförelse med generella riktvärde för känslig markanvändning i enlighet med Naturvårdsverket (1999), bilaga 4, tabell 1. Vid känslig markanvändning antas att vuxna och barn kan vistas permanent inom området under en livstid. Observera att de generella riktvärdena har uppdaterats efter MIFO-metodikens publicering. En jämförelse med de nya riktvärdena gjordes i kapitel 4 och diskuteras i kapitel 6. För metaller och arsenik visar alla uppmätta halter mindre allvarligt tillstånd, förutom i en punkt där kadmium fanns i halter inom klassen måttligt allvarligt tillstånd. Halterna av pentaklorfenol visar på mycket allvarligt tillstånd i ett prov, och allvarligt tillstånd i ett prov. I alla andra analyserade prov visade halterna av pentaklorfenol på mindre allvarligt tillstånd, och halterna av övriga klorfenoler på mindre allvarligt tillstånd. Medelhalten av pentaklorfenol visar på allvarligt tillstånd på grund av de mycket höga halterna i två prov, men 90-percentilen visar på måttligt allvarligt tillstånd. Halterna av dioxiner visar på mycket allvarligt tillstånd i nio prov, och allvarligt tillstånd i tio prov. I nio prov visar dioxinhalterna på måttligt allvarligt tillstånd. Mindre allvarligt tillstånd visades i endast fyra prov. Medelhalten av dioxiner påvisar på mycket allvarligt tillstånd. 32

Tillståndet i ett prov (12F1) som analyserades med avseende på cancerogena PAHföreningar klassades som allvarligt. Halterna av cancerogena PAH-föreningar i övriga prov och halterna av PAH-föreningar i alla prov visar på mindre allvarligt tillstånd. Halterna av alifater och aromater visar på mindre allvarligt tillstånd för de flesta fraktioner och prover. Tyngre alifater (>C16-C35) förekommer i halter som klassas som måttligt allvarligt i tre prov och allvarligt i ett prov. Medelhalten av tyngre alifater klassas som mindre allvarligt och 90-percentilen klassas som måttligt allvarligt. Avvikelse från jämförvärde I bilaga 3, tabell B3-3, jämförs uppmätta halter av metaller och arsenik med jämförvärden motsvarande 90-percentilen av djupa sedimentjordarter i Naturvårdsverkets tätortsprovtagning (Naturvårdsverket, 1999, bilaga 5, tabell 2). Tabellen visar tre prov i klassen trolig påverkan av punktkälla på grund av kadmiumhalten och ett prov i denna klass på grund av zinkhalten. Andra prov är i klass ingen eller liten påverkan av punktkälla. I bilaga 3-4, tabell B3-4, jämförs uppmätta halter av PAH-föreningar med jämförvärden motsvarande 90-percentilen i Naturvårdsverkets tätortsprovtagning (Naturvårdsverket, 1999, bilaga 5, tabell 4). Alla prov är i klassen ingen eller liten påverkan av punktkälla. Volym förorenade massor och föroreningsmängder En grov uppskattning av volymen av förorenade massor har gjorts för tre områden, se Figur 5-1. Beräkningar har gjorts för sågverksområdet, för det utfyllda området (udden) väster och norr om sågverksområdet, där marken har fyllts ut delvis med spån och bark, samt för timmerupplaget väster om hamnen. För sågverksområdet har beräkningar gjorts för två skikt, 0-30 cm och djupare än 30cm, se Tabell 5-1. Inom sågverksområdet utgick beräkningar för skikt 0-30 cm utifrån medelhalten av dioxiner i prov tagna från detta skikt. För mark djupare än 30 cm baserades beräkningar på medeldjupet av fyllnadsmaterial mellan 30 cm och naturlig mark, samt medelhalten av dioxiner i mark i detta material. För utfyllnadsområdet utgick beräkningar från medelmäktigheten av utfyllnadsmaterial samt medelhalten av dioxiner i prover tagna från området. Ingen typindelning av fyllnadsmaterial (spån/bark och andra typer av fyllnadsmaterial) gjordes, eftersom det inte finns en klar skillnad i dioxinhalter mellan de två materialtyperna. Ingen indelning av massor i ytliga och djupare massor gjordes heller, eftersom det inte fanns en klar skillnad mellan dioxinhalterna i olika nivåer under markytan. För timmerupplaget utgick beräkningarna från antagandet att de förorenade massorna består av utfyllnadsmaterial innehållande bark och spån. Baserat på förekomsten av bark och spån i de två provtagna punkterna inom timmerupplaget antogs en mäktighet på 0,5 m förorenade massor. Medelhalten av dioxiner inom timmerupplaget baseras på det samlingsprov som analyserades för de två provtagna punkterna. 33

Figur 5-1 Mäktighet av spån- och barkskiktet i marken, Fagersanna f.d. sågverksområde (flygfoto från 1988). Kartan visar de tre områden som har använts för beräkning av volymen av förorenade massor och mängden dioxin. 34

Tabell 5-1 Uppskattade volym av förorenade massor (m 3 ) och mängd dioxiner (g TEQ), Fagersanna sågverksområde. Mäktighet förorenade massor Medelhalt dioxiner Volym Mängd dioxin Areal m2 m ng TEQ/kg TS m3 g TEQ Sågverksområde 0 0,3 m 39990 0,3 69 12 000 1,5 Sågverksområde >0,3 m 39990 2,0 1 436 80 000 172 Utfyllnadsområde Udden 27 850 2,0 470 55 700 20,9 Timmerupplag 9 272 0,5 24 4 600 0,1 195 Klassning av mängden av föroreningar som finns i MIFO-metodiken (Naturvårdsverket, 1999, tabell 6) är inte lämplig för dioxinföroreningar, som kan ge upphov till risker för hälsa och miljö i mycket låga halter i miljön jämfört med andra föroreningar. I denna undersökning bedöms en mycket stor mängd dioxiner vara tiotals gram, och en stor mängd dioxiner vara några gram. Klassning av volymen av förorenade massor görs enligt tabell 6 i MIFO-metodiken (Naturvårdsverket, 1999). Av Tabell 5-1 framgår att den största andelen av dioxinföroreningar förekommer i djupare jord inom sågverksområdet. Mängden dioxiner i ytlig jord är mycket mindre. Volymen av förorenade massor vara mycket stor. I sågverksområdet uppskattas mängden dioxiner i djupare jord vara mycket stor, och mängden i ytlig jord vara stor. En betydande andel av dioxinföroreningar förekommer även i utfyllnadsområdena. Även här uppskattas volymen av förorenade massor och mängden dioxiner vara mycket stor. Mängden dioxiner och volymen av förorenade massor i timmerupplaget är en liten andel av den totala mängden. Mängden dioxiner bedöms vara måttlig och volymen av förorenade massor bedöms vara måttlig. Sammanfattning av föroreningsnivå Vid en sammanvägning av klassning av tillstånd och avvikelse från jämförvärdet vad gäller metallföroreningar bedöms föroreningsnivån vara låg. Föroreningsnivå vad gäller PAH-föreningar bedöms som låg. Halten av cancerogena PAH-föreningar visade på allvarligt tillstånd i ett av de analyserade proverna, men alla prover visar ingen eller liten påverkan av en punktkälla enligt avvikelse från jämförvärdet. För petroleumkolväten klassas föroreningsnivån som låg. Medelhalten av tyngre alifater (>C16-C35) klassas som mindre allvarlig och halterna av alla andra analyserade fraktioner klassas som mindre allvarlig i alla prov. För klorfenoler bedöms föroreningsnivån som måttlig eftersom medelhalten av pentaklorfenol klassas som måttligt allvarlig och halterna av övriga klorfenoler klassas som mindre allvarlig i alla prover. Föroreningsnivån vad gäller dioxiner bedöms som mycket hög. Tillståndsklassning visar på mycket allvarligt tillstånd, och mängden av dioxiner på området klassas som mycket hög. Volymen av förorenade massor på området klassas som mycket hög. 35

5.2.2 Föroreningar i grundvatten Tillstånd Klassning av tillstånd för förorenat grundvatten avseende halterna av metallföroreningar baseras på hälsobaserade gränsvärden för dricksvatten från Livsmedelsverket (Naturvårdsverket, 1999, bilaga 4, tabell 3). Uppmätta halter av metaller i alla analyserade grundvattenprov klassas som mindre allvarlig. Gränsen för otjänligt vatten har ändrats för arsenik och nickel (SLV, 2005) sedan MIFO-metodiken publicerades, men även med hänsyn till de nya gränserna klassas alla prov som mindre allvarligt. I bilaga 3, tabell B3-5 klassas tillståndet av grundvatten utifrån uppmätta halter av PAH-föreningar. Klassningen utgår ifrån riktvärden för förorenade bensinstationer (Naturvårdsverket och SPI, 1998). Halterna av cancerogena PAH-föreningar klassas som mycket allvarligt i ett prov (12F1). Halterna av övriga PAH-föreningar klassas som mindre allvarligt. Sedan publicering av MIFO-metodiken har SPIMFAB tagit fram nya riktvärden för grundvatten (SPI, 2011). Jämförelse med de nya riktvärdena (se bilaga 3, tabell B3-6) visar att halterna av PAH-M och PAH-H överskrider riktvärden för dricksvatten i ett prov (12F1). Halterna av alla analyserade fraktioner alifater och aromater låg under SPIMFAB riktvärden (SPI, 2011) i alla analyserade prov, se bilaga 3, tabell B3-6. Inga bedömningsgrunder finns i Naturvårdsverket (1999) för tillstånd av vatten som är förorenat med klorfenoler. Enligt MIFO-metodiken kan halter av föroreningar bedömas utifrån deras dricksvattennormer (Naturvårdsverket, 1999, tabell 4). WHO (2011) anger riktvärden för dricksvatten för 2,4,6-triklorfenol (200 µg/l) och pentaklorfenol (9 µg/l). Uppmätta halter av tri- och pentaklorfenol i grundvatten ligger under riktvärdena därför klassas tillståndet som mindre allvarlig. Inga bedömningsgrunder finns i Naturvårdsverket (1999) för tillstånd av vatten som är förorenat med dioxiner. Avvikelse från jämförvärde En jämförelse av de uppmätta halterna av metaller i grundvatten med bedömningsgrunder för avvikelse från jämförvärde (Naturvårdsverket, 1999, bilaga 5, tabell 6) visar att alla metaller förekommer i halter som klassas som ingen påverkan av punktkälla. Det finns inga bedömningsgrunder för avvikelse från jämförvärdet för organiska föroreningar. Det kan dock konstateras att halten av dioxiner i grundvatten från grundvattenrör 12F9 och 12F11 är mycket högt och visar en mycket stor påverkan av en punktkälla (se Riskbedömningen kapitel 6). Sammanfattning av föroreningsnivå Föroreningsnivån vad gäller metaller i grundvatten bedöms vara lågt utifrån klassning av tillstånd och avvikelse från jämförvärden. Föroreningsnivån vad gäller PAH-föreningar bedöms vara högt eftersom halten av cancerogena PAH-föreningar i ett grundvattenprov klassas som mycket allvarligt. Föroreningsnivån för alifater och aromater i grundvatten bedöms vara lågt eftersom alla uppmätta halter underskrider riktvärdena från SPI. Uppmätta halter av klorfenoler visar på mindre allvarlig tillstånd. Det finns ingen klassning av avvikelse från jämförvärdet för klorfenoler i grundvatten, men halterna pentaklorfenol var klart förhöjd i två grundvattenrör och halterna av övriga klorfenoler 36

var klart förhöjd i ett rör. Därför bedöms föroreningsnivå vara måttligt vad gäller klorfenoler. Vad gäller dioxiner finns inga bedömningsgrunder för tillstånd av grundvatten. Däremot är grundvattenhalterna mycket höga i två grundvattenrör (se avsnitt 6.2.2) och förhöjda i ytterligare ett grundvattenrör, därför bedöms föroreningsnivån vara mycket hög för dioxiner i grundvatten. 5.2.3 Föroreningar i ytvatten Tillstånd Halterna av alla metaller i ytvattenprovet (från 12F22) visar på mindre allvarligt tillstånd enligt klassning av tillstånd för förorenat ytvatten i MIFO-metodiken (Naturvårdsverket 1999, bilaga 4, tabell 4), se bilaga 3, tabell B3-6. Avvikelse från jämförvärdet Vid jämförelse med klassningskriterierna avvikelse från jämförvärde enligt MIFOmetodiken (Naturvårdsverket, 1999, bilaga 5, tabell 13) visar kromhalten i prov 12F22 på trolig påverkan av en punktkälla. Halten av alla andra metaller visar på ingen eller liten påverkan av en punktkälla. Dioxiner Inga bedömningsgrunder finns för halterna av dioxiner i ytvatten. Halterna av dioxiner som uppmätts i prov 12F22 var förhöjda, se kapitel 6. Därför bedöms tillståndet av ytvatten vara mycket allvarligt, och dioxinhalten bedöms visa på mycket stor påverkan av en punktkälla. Sammanfattning av föroreningsnivå Föroreningsnivå bedöms vara mycket hög med avseende på dioxiner. Vad gäller andra föroreningar bedöms föroreningsnivån vara låg. 5.2.4 Föroreningar i sediment Tillstånd Inga kriterier finns i MIFO-metodiken för klassning av tillstånd med hänsyn till halterna av metaller. Enligt klassning av tillstånd för sjösediment i Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag (Naturvårdsverket, 2000) visar halterna av alla metaller i det analyserade sedimentprovet 12F19 på mycket låga halter av alla analyserade metaller, se Bilaga 3, tabell B-8. Det finns inte heller några kriterier för klassificering av tillstånd för organiska föroreningar i sediment. För PAH-föreningar har uppmätta halter i sediment jämförts med ECBs PNEC-värden (probable no effect concentration) för sediment. Inga negativa effekter på miljön förväntas vid halterna föroreningar i sediment som ligger under PNEC värdet. Alla uppmätta halter av PAH-föreningar ligger under PNEC-värden, och därför bedöms tillståndet av sediment vara mindre allvarligt vad gäller PAH-föreningar. Det finns inga bedömningsgrunder för klassning av halterna av alifatiska och aromatiska kolväten i sediment. Endast tyngre alifater (>C16-C35) detekterades i sediment (75 mg/kg TS). Denna halt ligger under Naturvårdsverkets riktvärde för KM. 37