Projekt Valdemarsviken

Projekt Valdemarsviken - Sammanfattande huvudstudierapport - 2006-10-10

FÖRORD Länsstyrelsen Östergötland har tillsammans med Valdemarsviks kommun från 2002 till 2006 genomfört en huvudstudie, enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual, för de områden som förorenats av verksamheten vid f d Lundbergs läder. Projektet har finansierats med bidragsmedel från Naturvårdsverkets anslag till Länsstyrelsen Östergötland. Huvudstudien har genomförts etappvis med möjlighet att anpassa det fortsatta arbetet inför varje etapp utifrån vad som framkommit i tidigare etapper. Om den successivt förbättrade riskbedömningen visar på att föroreningarna inte utgör något problem har arbetet varit möjligt att avbrytas. Arbetet har drivits av en styrgrupp bestående av Torvald Karlsson (ordförande), Hans Jonsson, Britt Olausson, Göran Karlsson och Thomas Örnberg från Valdemarsviks kommun samt Magnus Kviele och Markus Gustavsson från Länsstyrelsen Östergötland. En projektgrupp under ledning av Magnus Kviele, Länsstyrelsen Östergötland har haft ansvarat för det löpande arbetet. I ett tidigare skede leddes arbetet av Nina Eskilson, Valdemarsviks kommun. I projektgruppen har också Markus Gustavsson (bitr. projektledare), Länsstyrelsen Östergötland, Carsten Petersen och Marie Magnusson, Valdemarsviks kommun, Henning Holmström (beställarstöd), SGU och Pär Elander (tekniskt stöd), Envipro Miljöteknik AB ingått. Valdemarsviks kommun har ansvarat för löpande provtagningar. För genomförande av utredningar har konsulter med särskilda specialistkompetenser handlats upp. Föreliggande rapport avseende en sammanfattning av huvudstudiearbetet har utarbetats av Henrik Eriksson och Pär Elander, Envipro Miljöteknik AB. 2(48)

SAMMANFATTNING Länsstyrelsen Östergötland har tillsammans med Valdemarsviks kommun från 2002 till 2006 genomfört en huvudstudie, enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual, för de områden som förorenats av verksamheten vid f d Lundbergs läder. Projektet har finansierats med bidragsmedel från Naturvårdsverkets anslag till Länsstyrelsen Östergötland. Huvudstudien har utförts med syfte att utreda möjligheterna till att minska miljöbelastningen av tungmetaller från de områden som förorenats från verksamheten vid f d Lundbergs läder, dvs sediment och vatten i Valdemarsviken, utfyllnaden vid Grännäs samt fabrikstomten. Syftet med denna rapport är att utreda riskerna idag och i framtiden med dessa områden. Källorna till föroreningarna i Valdemarsviken utgörs av fabrikstomten, utfyllnaden vid Grännäs samt sedimenten i viken. Fabrikstomten uppvisar generellt låga metallhalter. Förhöjda kromhalter har konstaterats, dock någon meter ner i marken samt under hårdgjorda ytor. Utfyllnaden vid Grännäs innehåller material från f d Lundbergs läder med höga kromhalter. Stabiliteten i utfyllnaden är inte tillfyllest och en risk för spontana skred föreligger. Fyllning har redan idag skredat/eroderats ut i viken. De huvudsakliga föroreningselementen i Valdemarsvikens sediment utgörs av krom och kvicksilver. Halterna av krom är mycket höga och förhöjda kromhalter kan noteras så långt ut som utanför tröskeln. De högsta halterna av krom och kvicksilver återfinns generellt i hamnen, mellan hamnen och Grännäsfjärden samt i Grännäsfjärdens grundområden. Mäktigheten på de förorenade sedimenten uppgår generellt till cirka 1 m i hamnen, cirka 0,5 m från hamnen och ut förbi Grännäsfjärden. Spridningen av framförallt krom från sedimenten är mycket stor. Beräkningar visar att uppskattningsvis 3,5 ton krom årligen frigörs från källområdena i Valdemarsviken. En trolig orsak till resuspensionen bedöms vara båttrafiken. Cirka hälften av det krom som frigörs återsedimenterar över källområdena medan resterande del (cirka 1,7 ton/år) sprids vidare utåt i Valdemarsviken samt ut till Östersjön. Spridningen från fabrikstomten har bedömts vara liten, cirka 1 kg krom/år. Från utfyllnaden vid Grännäs sker en spridning genom att fyllning eroderas/skredar ut i vattnet. Den totala mängden krom i hela viken ligger enligt beräkningarna i storleksordningen 700-800 ton. Av dessa återfinns uppskattningsvis cirka 550-600 ton i det som betraktas som källområde och cirka 200-250 ton i recipientområdet. För kvicksilver är motsvarande siffror cirka 60 kg. Av dessa 60 kg återfinns cirka 35-40 kg inom källområdet. Mängderna kan jämföras med motsvarande för utfyllnaden och fabrikstomten. I utfyllnaden beräknas cirka 2 ton krom och 0,3 kg kvicksilver finnas upplagrat på land och för fabrikstomten uppgår motsvarande siffror till 9 ton krom respektive 40 kg kvicksilver. Riskbedömningen visar att sedimenten i Valdemarsviken inte utgör någon human-toxikologisk risk. Detsamma gäller fabrikstomten. Däremot är sedimenten i viken toxiska för biota. Detta visas av genomförda toxicitetstester. Ett förhöjt upptag av krom i Östersjömusslor och blåmusslor har även konstaterats. Matfisk som fångats i området uppvisar förhöjda halter av kvicksilver. Vad gäller utfyllnaden vid Grännäs innebär den dåliga stabiliteten en risk. Detta gäller både en risk för ökad spridning av krom vid ett skred samt en direkt olycksrisk för människor. Sammanfattningsvis bedöms problemet med de områden som förorenats av verksamheten vid f d Lundbergs läder vara: - Höga kromhalter i sedimenten, vilka enligt undersökningarna är toxiska för biota. Upptag av krom har konstaterats redan idag, bland annat i blåmusslor och Östersjömussla. - Upptag av krom och kvicksilver i fisk. Höga kvicksilverhalter i matfisk har påvisats, vilka utgör humantoxikologiska risker. - Den mycket stora spridningen av krom från källområdena till skyddsobjekten övriga Valdemarsviken och Östersjön. En orsak till spridningen bedöms vara båttrafiken. 3(48)

- Den dåliga stabiliteten vid utfyllnaden vid Grännäs, vilken innebär en olycksrisk för människor samt risk för ökad spridning av föroreningar. I framtiden bedöms följande problem (konsekvenser), i tillägg till dem som bedöms finnas idag, kunna bli aktuella: - En ökad resuspension och spridning av partikelbundet krom från källområdena som en följd av ökad båttrafik i hamnen. - Algblomningens påverkan på syreförhållandena kan bidra till en ökad utlösning och spridning krom i löst form men även en ökad sedimentation av krom. Den resulterande nettoeffekten är svårberäknad. - En ökad spridning av krom vid enstaka tillfällen som en följd av skred vid Grännäsutfyllnaden. Den högsta prioriteten anses vara att minska den mycket stora spridningen av krom från källområdena. Recipienten Valdemarsviken bedöms ha ett mycket högt skyddsvärde då den är ett mycket populärt fritidsområde sommartid, bland annat för båttrafik och bad. Viken är även mycket viktig för samhället Valdemarsvik, exempelvis vad gäller turismen. En riskreduktion bedöms som motiverad. Flera åtgärder med olika långtgående ambitionsnivåer/åtgärdsmål är tänkbara för att åstadkomma en riskreduktion. Utöver nollalternativet har fem ambitionsnivåer för åtgärder studerats: Ambitionsnivå Åtgärdsomfattning Åtgärdsmål 0. Inga åtgärder Inga åtgärder Nollalternativet innebär att konstaterade risker kvarstår oförändrade. 1. Administrativa åtgärder 2. Åtgärder för att minska fortsatt spridning 3. Utökade åtgärder för att minska fortsatt spridning 4. Åtgärder för att eliminera fortsatt spridning 5. Åtgärder för att återställa sedimentmiljön i hela viken Klassning som miljöriskområde med särskilda restriktioner. Låga kostnader men övervakningsbehov. Muddring av sediment inom en yta av ca 90 000 m 3 omfattande ca 88 000 m 3 förorenade sediment längst in i viken. Kostnad ca 95 (87-100) Mkr. Den yta som muddras ökas till ca 132 000 m 3 omfattande ca 115 000 m 3 förorenade sediment inom källområdet. Kostnad 109 (100-125) Mkr. Muddring/täckning av hela källområdet, ca 350 000 m 2 omfattande ca 211 000 m 3 förorenade sediment. Kostnad 146 (133-166) Mkr. Muddring av hela källområdet samt täckning av förorenade ackumulationsbottnar. Kostnad 250-300 Mkr. Spridningen av föroreningar skall inte öka till följd av avsiktliga eller oavsiktliga ingrepp. Konstaterade effekter på miljön kvarstår oförändrade. Spridningen av föroreningar skall minska utan att restriktioner behöver tillgripas. Spridningen från källområdena i inre viken minskar med minst 50 %. Konstaterade effekter i Valdemarsviken skall minska på lång sikt. Spridningen från källområdena i inre viken skall minska med 70 %. Konstaterade effekter i Valdemarsviken skall försvinna på lång sikt. Spridningen från källområdena i inre viken skall minska med 90 %. Konstaterade effekter i Valdemarsviken skall elimineras även på kort sikt. Halterna av krom i ytsediment i Valdemarsviken skall begränsas till regionala bakgrundsnivåer (100 mg/kg TS). I samtliga åtgärdsalternativ från nivå 2 och uppåt ingår också fyllningen vid Grännäs. I alla åtgärdsalternativ från nivå 2 och uppåt ingår också efterbehandling av fyllningen vid Grännäs genom bortgrävning och efterföljande täckning. 4(48)

Syftet med uppdelningen i åtgärdsnivåer är att möjliggöra en värdering där nyttan av olika åtgärder kan vägas mot kostnaderna för dessa och även andra konsekvenser. Som framgår av tabellen ökar nyttan med åtgärderna med ökande åtgärdsnivå, liksom kostnaderna ökar då omfattningen ökar. Nollalternativet innebär att inga åtgärder vidtas utan dagens situation kvarstår oförändrad. I detta alternativ vidtas heller inga andra administrativa åtgärder än de allmänna regler för vattenverksamhet som redan gäller enligt miljöbalken och som innebär att åtgärder som innebär arbeten i vatten (exempelvis muddring av hamnen och byggande i vatten) måste tillståndsprövas. Åtgärdsnivå 1 innebär att administrativa styrmedel används för att begränsa risken för att spridningen av föroreningar skall öka i framtiden på grund av olika ingrepp eller aktiviteter som påverkar de förorenade sedimenten, exempelvis trafik med större båtar i de grunda inre delarna av viken, muddringar och utbyggnader i vatten etc. Åtgärdsnivå 2 omfattar åtgärder mot de förorenade sedimenten inom hamnområdet längst in i viken. De sediment som åtgärdas är de som har högst föroreningshalter och återfinns i de grundaste områdena och där omfattande småbåtstrafik förekommer. Genom en sådan begränsad åtgärd bedöms spridningen av föroreningar kunna minskas med minst 50 %. Belastningen på de yttre delarna minskas därmed samtidigt som behovet av restriktioner i hamnområdet bortfaller. Föroreningshalterna i ytsedimenten längre ut i viken bör på lång sikt minska men bedöms inte återställas till ett naturligt tillstånd under överskådlig tid. Åtgärdsnivå 3 innebär att åtgärderna på nivå 2 utökas så att en större andel av de förorenade sedimenten åtgärdas. Med denna utökning bedöms spridningen minska med ytterligare 20 %, d.v.s. med minst 70 % från dagens nivå. Dock bedöms inte heller detta alternativ innebära att sedimentmiljön i viken helt återställs till ett naturligt tillstånd under överskådlig tid. Åtgärdsnivå 4 innebär att hela det område i inre viken där de mest förorenade sedimenten återfinns och som bedöms fungera som källa för spridning utåt åtgärdas. Genomförs dessa åtgärder bortfaller behovet av åtgärder på åtgärdsnivå 1 och den fortsatta spridningen av föroreningar begränsas kraftigt. Även de yttre delarna av Valdemarsviken bedöms därmed kunna återhämta sig till ett mer naturligt tillstånd. Detta bedöms dock kunna ske först på lång sikt.. Åtgärdsnivå 5 omfattar åtgärder i större delen av Valdemarsviken. I detta alternativ kompletteras åtgärderna på nivå 4 med en enklare täckning, t.ex. av typen geltäckning, på övriga förorenade ytor (ackumulationsbottnar). Detta leder inte till någon ytterligare minskning av spridningen jämfört med föregående åtgärdsnivå men innebär att sedimentmiljön i hela viken kan återhämta sig till ett mer naturligt tillstånd snabbare. Den teknik som bedöms som lämpligast för de förorenade sedimenten i källområdet är muddring med särskilt anpassat sugmudderverk eller annan ur miljösynpunkt jämförbar utrustning. Tidigare genomförda muddringar har visat att med denna typ av mudderverk kan en hög noggrannhet i avverkningen erhållas med ett minimum av spill (grumling). För vissa begränsade delar längs stränderna, där stabilitetsförhållandena kan vara otillfredsställande kan muddringen behöva bytas mot täckning. Stabilitetsutredningar för att klarlägga behovet av detta och identifiera sådana områden behöver utföras som en del av projekteringen. För fyllningen vid Grännäs är sannolikt bortgrävning med efterföljande täckning det bästa alternativet, både med hänsyn till miljörisker och till stabilitetsförhållanden. För åtgärder på ackumulationsbottnar bedöms en enkel täckning av typen geltäckning som tillräcklig. Inom källområdet bedöms täckning inte som en lämplig teknik eftersom denna i dessa områden behöver dimensioneras med hänsyn till pågående erosion (resuspension). Detta innebär dels att täckningen behöver utföras relativt mäktig och kommer att inkräkta på vattendjupet och begränsa möjligheterna för båttrafik till hamnen, dels på de tekniska svårigheterna att täcka lösa sediment över stora öppna områden. 5(48)

Muddrade sediment kan omhändertas antingen genom nyttiggörande i fyllningar i Valdemarsviken, eller deponeras i en specialdeponi för muddermassor inklusive förorenade massor från Grännäs. Ett lämpligt fyllningsområde är den förorenade delen längst in i Grännäsviken. Fyllningen kan där nyttiggöras för utbyggnad av kajanläggningar m.m. i samband med att området innanför strandlinjen bebyggs. För omhändertagande av massorna i en deponi har två områden identifierats som lämpliga med hänsyn till hydrogeologiska förhållanden utgående från befintligt kartmaterial. Några undersökningar för att verifiera förhållandena har dock inte genomförts vare sig för fyllningsområdet, där geotekniska svårigheter kan föreligga, eller för de möjliga deponeringsområdena. Omhändertagande i fyllning bedöms kunna minska kostnaderna för alternativ 4, eftersom det fyllningsområde som kan användas omfattar en del av de förorenade massor som annars skall muddras. Muddringsvolymen minskar därmed. Med hänsyn till muddermassornas lakningsegenskaper kan massorna omhändertas med skyddsåtgärder motsvarande deponier för icke-farligt avfall. Enkla beräkningar av kostnadseffektiviteten för de olika åtgärderna visar att åtgärdsnivå 4 uppvisar den bästa kostnadseffektiviteten oberoende av beräkningsmetod men att kostnadseffektiviteten är god även för åtgärder på nivån 2-3. Samtliga av dessa alternativ bedöms som väl motiverade att genomföra med hänsyn till en vägning av kostnaden för gentemot effekten av åtgärden. Däremot bedöms steget från åtgärdsnivå 4 till åtgärdsnivå 5 inte som motiverat. 6(48)

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INLEDNING... 9 2. SYFTE... 9 3. OMRÅDESBESKRIVNING... 9 3.1. LOKALISERING... 9 3.2. TOPOGRAFISKA, GEOLOGISKA OCH HYDROLOGISKA FÖRHÅLLANDEN... 10 3.3. FÖRORENADE OMRÅDEN... 11 3.4. NUTIDA OCH FRAMTIDA MARKANVÄNDNING... 12 4. HISTORIK... 12 5. TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 13 6. UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 14 7. RESULTAT... 14 7.1. FABRIKSTOMTEN... 14 7.2. UTFYLLNADEN VID GRÄNNÄS... 15 7.3. SEDIMENTEN I VALDEMARSVIKEN... 15 7.3.1. Halter och förekomstsätt... 15 7.3.2. Utbredning i plan- och djupled... 18 7.4. SUSPENDAT OCH SPRIDNINGEN AV KROM OCH KVICKSILVER I VIKEN... 20 7.5. YTVATTEN... 21 8. MASSBALANS... 22 9. RISKBEDÖMNING... 23 9.1. METOD OCH MODELL FÖR FÖRDJUPAD RISKBEDÖMNING... 23 9.2. KÄLLTERMER FÖRORENINGSKÄLLOR IDAG OCH I FRAMTIDEN... 24 9.2.1. Källtermer... 24 9.2.2. Föroreningar... 25 9.2.3. Läckage från källorna... 25 9.2.4. Källbarriärer... 26 9.3. SPRIDNING AV FÖRORENINGAR NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR... 26 9.3.1. Spridningsvägar... 26 9.3.2. Transportbarriärer... 27 9.4. SKYDDSOBJEKT OCH EXPONERINGSVÄGAR... 27 9.4.1. Skyddsobjekt... 27 9.4.2. Exponeringsvägar... 27 9.5. KONSEKVENSER IDAG... 29 9.6. KONSEKVENSER I FRAMTIDEN... 29 9.7. SAMLAD RISKBEDÖMNING... 30 9.7.1. Bedömning av nuvarande hälso- och miljörisker... 30 9.7.2. Riskreduktion nödvändig och motiverad... 31 10. ÅTGÄRDSUTREDNING... 31 10.1. ÅTGÄRDSNIVÅER OCH ÅTGÄRDSMÅL... 31 10.2. ÅTGÄRDSMETODER FÖR FÖRORENADE SEDIMENT... 32 10.2.1. Allmänt... 32 10.2.2. Täckning... 33 10.2.3. Muddring... 33 10.2.4. Avvattning av förorenade massor... 34 10.2.5. Övrig behandling av förorenade muddermassor för deponering eller användning... 35 10.2.6. Deponering... 36 10.2.7. Nyttiggörande av muddermassor för fyllningsändamål... 37 10.3. ÅTGÄRDSFÖRSLAG FÖR DE OLIKA AMBITIONSNIVÅERNA... 38 7(48)

10.3.1. Administrativa styrmedel Nivå 1... 38 10.3.2. Åtgärder i hamnområdet inklusive fyllningen vid Grännas Nivå 2... 38 10.3.3. Utökade åtgärder i inre viken Nivå 3... 40 10.3.4. Åtgärder i hela källområdet inklusive Grännäsfjärden Nivå 4... 41 10.3.5. Åtgärder i hela viken Nivå 5... 42 10.3.6. Omhändertagande av muddrade sediment... 43 10.4. KOSTNADER OCH KOSTNADSEFFEKTIVITET... 45 11. REFERENSER... 47 8(48)

1. INLEDNING Länsstyrelsen Östergötland genomför tillsammans med Valdemarsviks kommun en huvudstudie av de områden som förorenats av f d Lundbergs läder i Valdemarsvik. Huvudstudien genomförs i enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual för efterbehandling av förorenade områden. Garveriverksamheten vid Lundbergs läder startade 1873 och pågick fram till 1960. Vid fabriken fanns både ett kromgarveri och en kromläderverkstad. Från fabriken leddes processvatten ut orenat till Fifallaån som mynnar i Valdemarsviken, Östersjöns enda fjord. Större delen av de föroreningarna som släpptes ut har sedimenterat i Valdemarsviken vars sediment är kraftigt förorenade av framförallt krom. Föroreningarna har spridits utåt i viken och påträffas idag ända ute vid tröskeln vid Krogsmåla, ca 9 km utanför Valdemarsvik. Huvudstudien har utförts med syfte att utreda möjligheterna till att minska miljöbelastningen av tungmetaller från de förorenade områdena. Inom ramen för huvudstudien har undersökningar genomförts av kända områden med föroreningar som härstammar från verksamheten vid Lundbergs läder (det f.d. fabriksområdet, en fyllning med avfall vid Valdemarsvikens strand i Grännäs samt sediment och vatten i Valdemarsviken). 2. SYFTE Syftet med denna rapport är att sammanfatta alla delrapporter som ingår i huvudstudien förutom ansvarsutredningen och riskvärderingen. Följande delrapporter och underlagsrapporter som framställts inom ramen för huvudstudien (steg 1 och 2) behandlas i den sammanfattande huvudstudierapporten: - Riskbedömning, process- och systemförståelse för Valdemarsviken - Åtgärdsutredning (inklusive lokaliseringsutredning för omhändertagande av förorenade massor). - De undersökningar och utredningar som tagits fram och utgjort underlag för riskbedömningen och åtgärdsutredningen redovisas i detalj i följande rapporter: o Detaljerad sedimentkartering, MiljöManagement Svenska AB, 2006 (sediment) o Referensundersökningar inklusive sedimentkartering steg 1, Projekt Valdemarsviken 2006 (sediment och vatten) o Biologiska effekter, Medins Biologi AB 2005 (sediment och vatten) o Modellering av vattenomsättningen, SMHI 2005 (vatten) o Toxicitetstester på blåmussla, Toxicon AB 2004 (sediment och vatten) o Ostracodtester, ALcontrol 2004 (sediment) o Bottenundersökning, SGU 2004 (sediment och vatten) o Kartläggning av miljögifter i sediment och vatten, Det Norske Veritas 2003 (sediment och vatten) o Miljötekniska markundersökningar vid f.d. Lundbergs läder, Tyréns 2003 (fabrikstomten) o Avgränsning och stabilitetsutredning för fyllning med avfall vid Grännäs, J & W Samhällsbyggnad, 2002 (utfyllnaden vid Grännäs) 3. OMRÅDESBESKRIVNING 3.1. Lokalisering Valdemarsviken är belägen i Valdemarsviks kommun i sydöstra delen av Östergötlands län. Viken sträcker sig från tätorten Valdemarsvik ut till Östersjön, ett avstånd på cirka 11 km. Valdemarsviken, som är ostkustens enda fjord, är belägen i Valdemarsviks kommun i sydöstra delen av Östergötlands län och sträcker sig från tätorten Valdemarsvik ut till Östersjön, ett avstånd på cirka 9(48)

11 km. Området är ett mycket populärt fritidsområde, framförallt under sommaren, och utnyttjas frekvent som turistmål och för rekreation. I viken finns flera populära badplatser, varav Grännäsfjärden ligger närmast Valdemarsvik tätort i den inre delen av viken. Längre ut finns bostäder och sommarstugor med egna bryggor och båttrafiken, främst med fritidsbåtar, är omfattande. Valdemarsviken utgör riksintresse såväl för naturvården som friluftslivet och i vikens yttre delar finns flera naturreservat. Figur 1. Karta över Valdemarsvik och Valdemarsviken. Copyright Lantmäteriet 2001-04-23. Ur Din Karta. 3.2. Topografiska, geologiska och hydrologiska förhållanden Valdemarsviken ligger i en markerad dalgång som omges av ställvis branta bergspartier. Uppe på bergklackarna är jordtäcket tunt eller obefintligt. I dalgången överlagras berggrunden av morän, som i sin tur överlagras av mäktiga lager av gyttja och lera. I Valdemarsvik överlagras de naturliga jordlagren till stor del av fyllning, som lagts ut för att möjliggöra och underlätta utbyggnad av hamnen och centrumbebyggelsen, se principskiss i Figur 2. Figur 2 Principskiss över jordlagerföljden i Valdemarsviks dalgång. 10(48)

Gyttje- och lerlagren i Valdemarsviken är mycket lösa och har låg skjuvhållfashet. Som en följd av detta är stabilitetsförhållandena besvärliga. Hamnen och strandområdena vid samhället har förstärkts så att stabilitetsförhållandena för tätorten i huvudsak är säkrade. För en mindre delsträcka i hamnen är förhållandena dock fortfarande otillfredsställande. I Valdemarsvik förgrenas dalgången. Vardera grenen avvattnas av en å som rinner ut längst in i Valdemarsviken, Vammarsmålaån i öst-västlig riktning och Fifallaån från nordväst mot sydost. Medelvattenföringen i åarna är tillsammans i storleksordningen 0,5 m 3 /s, men kan variera mellan 0,05 m 3 /s och 3 m 3 /s. Längst in i hamnen är Valdemarsvikens vattendjup begränsade. Längre ut i viken ökar vattendjupen och når i större delen av den centrala viken djup större än 20 m. Som mest är vattendjupen ca 30 m. Vid fjordens tröskel är vattendjupet endast ca 6 m. Vattenomsättningen i Valdemarsviken styrs endast i begränsad omfattning av sötvattentillrinningen och i ännu mindre utsträckning av vattenståndsvariationer. I stället är vinddriven strömning den avgörande faktorn för strömningen i viken och utbytet med Östersjön. Eftersom tröskeln vid Krogsmåla är trång och smal påminner den strömning som genereras av vinden om situationen i en sjö. Vinden (riktad i vikens längdriktning) ger upphov till en ytström som kompenseras av en motriktad bottenström. Den trånga sektionen medför att det utgående ytvattnet stuvas upp och strömningen över tröskeln blir mindre än inne i viken. Den vindgenererade strömningen leder dock till att bruttoutflödet över tröskeln blir mycket större än tillflödet av vatten till viken. Veckomedelvärdet varierade under perioden september 2004 till och med augusti 2005 enligt utförda modelleringer mellan 10-20 m 3 /s men var enstaka veckor upp till 40 m 3 /s. Skillnaden mellan sötvattentillrinningen och utflödet över tröskeln kompenseras av inströmmande vatten så att nettoutflödet motsvarar sötvattentillrinningen. 3.3. Förorenade områden Föroreningarna från f d Lundbergs läder återfinns inom flera områden i Valdemarsvik och Valdemarsviken (se figur 2). Dessa områden omfattar den f.d. fabrikstomten, ett område vid Grännäs där avfall från bland annat läderfabriken använts för fyllningsändamål samt Valdemarsvikens vatten och sediment. Det f.d. garveriet och läderfabriken är beläget i Valdemarsviks tätort, i dalgången inom de centrala delarna nära hamnen. Fabriksområdet som är grundlagt på fyllning över lera är cirka 10 000 m 2 stort. Genom fabriksområdet rinner Fifallaån som på denna sträcka är kulverterad under området. Ån, som fungerade som recipient för avloppsvatten från Lundbergs läder, mynnar i Valdemarsviken strax nedströms Valdemarsviken. Cirka 1,5 km sydost Valdemarsviks centrum, längs Valdemarsvikens strand, ligger fyllningen vid Grännäs. Fyllningen ligger mellan ett f d båtvarv där numera bostäder är uppförda och campinganläggningen vid Grännäs. Fyllningen är utlagd som en terrass i en brant sluttning och underlagras av lera. I Valdemarsviken är sedimenten förorenade från hamnen längst in i viken och i stort sett hela vägen ut till tröskeln vid Krogsmåla. 11(48)

Fabriksområdet till f.d. Lundbergs läder Fyllningen vid Grännäs Grännäsfjärden Figur 3. Karta som visar de områden i inre viken som förorenats av verksamheten vid f d Lundbergs läder. 3.4. Nutida och framtida markanvändning Markanvändningen vid fabrikstomten utgörs idag av kontorsverksamhet. Vid hamnområdet utanför f d fabriksbyggnaden utnyttjas främst som rekreationsområde. En viss yrkesverksamhet förekommer, exempelvis butiker. I nära anslutning till fabrikstomten ligger Valdemarsviks centrum samt bostäder. Själva Valdemarsviken utnyttjas frekvent som rekreationsområde, främst båttrafik, fiske och bad. I anslutning till vattnet finns flera bostäder samt Grännäs med både camping och bad. De planer som finns på förändrad markanvändning i framtiden är kopplade till exploatering för bostadsbyggande. De konkreta planer som finns för närvarande omfattar exploatering av området väster och sydväst om Grännäsfjärden för bostäder. 4. HISTORIK Lundbergs läder i Valdemarsvik startades i mitten av 1800-talet och var fram till 1960 ett av nordens största garverier. Produktionen var betydande och periodvis var mer än 200 personer anställda. Under driftsperioden var läderfabriken den dominerande arbetsplatsen i Valdemarsviks kommun. Fabriken har under hela verksamhetsperioden varit lokaliserad till samma område i de centrala delarna av Valdemarsvik, intill Valdemarsviken. Garveriverksamheten har inneburit att Valdemarsviken fått motta föroreningar i form av sannolikt både diffusa och direkt utsläpp. Fifallaån användes under långa perioder som avloppsledning. Under en 100-års period var Valdemarsviken recipient för alla föroreningar. 12(48)

Figur 4. Foton som visar Grännäsutfyllnaden med Valdemarsviken i bakgrunden (t.v.) och delar av det f d fabriksområdet (t.h.). Flera muddringar av den inre delen av viken har utförts under driftsperioden. Muddermassorna deponerades på flera olika ställen i Valdemarsviken, bl.a. i Grännäsfjärden. Efter nedläggningen av läderfabriken har en viss omläggning av gator och rivning av äldre byggnader utförts. En utbyggnad av kajen med bakomliggande utfyllning med kolaska genomfördes även 1992. Sommaren 1996 utfördes två mindre saneringar inom f d Lundbergs läder där oljeskadade, krom- och kvicksilverförorenade massor togs bort samt ett antal bassänger fyllda med kromslam åtgärdades. Under en del av driftsperioden deponerade garveriet och läderfabriken en del av sitt avfall på ett antal olika deponier, industritippar runt Valdemarsvik bl.a. Fifallatippen och Grännäs avfallsupplag, beläget alldeles invid Valdemarsviken cirka 1,5 km från fabriksområdet. Upplaget vid Grännäs var i drift från och med cirka 1930 och fram till 1966. På deponin deponerades även en del hushållsavfall, slakteriavfall och byggavfall. 5. TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR Följande undersökningar och utredningar har tidigare genomförts. För utförligare beskrivningar hänvisas till respektive rapport. - Valdemarsviks kommun (1990) Krombankernas utbredning i Valdemarsviken Provtagning och analys av bottensediment. - IVL (1991) Samordnad vattendragskontroll i Östergötlands län. - SwedGeo (1992) Förstärkningsåtgärder för kolplan, Miljöpåverkan av fyllning med kolbottenaska. - Valdemarsviks kommun (1992) Metaller i Valdemarsvikens bottensediment. - ELK AB (1995) Metallanalyser från Valdemarsvik. - SGU (1995a) Förorenad mark. Kartläggning av f d Lundbergs läder, Valdemarsvik. - SGU (1995b) Förslag till saneringsplan vid f.d. Lundbergs läder, Valdemarsvik. - SGU (1996) Detaljundersökningar av ett mindre område vid Lundbergs läder, Valdemarsvik Komplettering av tidigare provtagningar. - ITM (1996). - SGU (1997a) Undersökning av mark och grundvatten vid Fifallatippen och utfyllnaden vid Grännäs vid gamla båtvarvet. - SGU (1997b) Lundbergs läder, Valdemarsviks kommun Slutredovisning, Undersökningar genomförda med bidrag ur anslaget för Sanering och återställning av miljöskadade områden, Valdemarsviks kommun, 1997. 13(48)

- Naturvårdsverket (1999a) Metodik för inventering av förorenade områden, Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Vägledning för insamling av underlagsdata. 6. UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR Huvudstudien av Valdemarsviken har utförts etappvis med möjlighet att förändra eller avbryta undersökningarna efter varje etapp. Steg 1 av huvudstudien omfattade undersökningar av stabiliteten vid utfyllnaden vid Grännäs (J & W Samhällsbyggnad, 2002), fabrikstomten vid f.d. Lundbergs läder (Tyréns, 2003) samt sediment och vatten i Valdemarsviken (DNV, 2003; Thalassos Computations, 2002; SMHI, 2003). Resultat från steg 1 av huvudstudien sammanfattas i Projekt Valdemarsviken (2003). Undersökningarna inom ramen för steg 2 av huvudstudien av Valdemarsviken har organiserats i ett referensprogram samt ett antal undersökningarna speciellt inriktade mot processförståelse (massbalans), riskbedömning och åtgärdsutredning. Referensprogrammet har omfattat regelbundna provtagningar av ytvatten och suspendat (sedimenterande och frisimmande). Ytvatten har provtagits kontinuerligt under ett års tid i sammanlagt 13 punkter. I åarna samt i viken har prover tagits varje månad. I de mindre tillflödena till viken har prover tagits vid fyra tillfällen (ett tillfälle per kvartal). Suspendat har undersökts vid fyra tillfällen under ett års tid. Referensprogrammet ger ett underlag för att upprätta åtgärdsmål och fungerar dessutom som underlag för processförståelsen och massbalansen. För det sistnämnda har ytterligare ett antal undersökningar genomförts: undersökning av båttrafikens inverkan på sedimenten (Envipro Miljöteknik AB, 2005a), beräkning av vattenomsättningen (SMHI, 2005), sekventiella lakförsök (Envipro Miljöteknik AB, 2005b) samt en bottenundersökning (SGU, 2004). För att förbättra underlaget för riskbedömningen har effektstudier på biologiskt material genomförts (ALControl, 2004; Toxicon, 2004; Medins biologi AB, 2005). Undersökningarna har omfattat toxicitetsstudier av porvatten och sediment, inventering av bottenfaunasamhället, mundelsskador hos fjädermyggslarver, metallinnehåll i östersjömussla samt metallinnehåll i fisk. För åtgärdsutredningen har en sedimentkartering av viken utförts i två steg. Det första steget omfattade 127 punkter utplacerade i ett rutnät med mått 200x200 m. Med den första karteringen som grund utfördes sedan en detaljerad sedimentkartering i steg 2 (MiljöManagement Svenska AB, 2006). Undersökningarna omfattade provtagning och karaktärisering av sediment ner till minst 50-100 cm och i vissa punkter även ner till 200 cm i sammanlagt 220 punkter. 7. RESULTAT 7.1. Fabrikstomten Undersökningarna av fabrikstomten behandlas i en separat rapport (Tyréns, 2003). Sammanfattningsvis visar undersökningarna av marken på tomten att halterna av arsenik, bly, koppar, kvicksilver och zink är låga. Vad gäller krom har förhöjda halter påträffats, som högst mellan 300 och 930 mg/kg (jämför Naturvårdsverkets riktvärde för Mindre Känslig Markanvändning på 250 mg/kg). De förhöjda halterna återfinns generellt någon meter under marken, överlagrat av hårdgjorda ytor eller byggnader. Även i grundvattnet konstateras att halterna av arsenik, bly, koppar, kvicksilver och zink är låga. I likhet med marken har förhöjda halter av krom påvisats. Sexvärt krom har inte påträffats, vare sig i mark eller i grundvatten. 14(48)

Undersökningarna av organiska föroreningar visar inte på några förhöjda halter av klorerade kolväten, alifater eller pesticider. Sammanfattningsvis: Undersökningarna av fabrikstomten visar generellt på låga metallhalter undantaget krom. De förhöjda kromhalterna återfinns generellt någon meter under markytan. 7.2. Utfyllnaden vid Grännäs Utfyllnaden vid Grännäs har tidigare undersökts av SGU (1997) och J & W Samhällsbyggnad (2002). Utfyllnaden är gräsbevuxen och delvis täckt med lerig- sandfyllning. Innehållet utgörs av bland annat rivningsrester (tegel m m) samt avfall från f d Lundbergs läder. Volymen på land har uppskattats till cirka 1700 m 3. Förutom på land har fyllning eroderat/skredat ut i Valdemarsviken. Uppskattningsvis återfinns cirka 1500-2500 m 3 ute i vattnet. Fyllnadsmaterialet innehåller enligt SGU (1997) delvis höga kromhalter. Kromhalter upp till nästan 3400 mg/kg påvisades och medelhalten för krom uppgick till cirka 720 mg/kg. Den underlagrande leran är påverkad ned till cirka 0,5 m djup. Kvicksilver-, zink- och kopparhalterna är inte speciellt anmärkningsvärda i fyllnadsmassorna. Grundvattnet i utfyllnaden innehåller höga krom-, zink- och kopparhalter. Stabiliteten i området och på utfyllnaden är inte tillfyllest. Undersökningar visar att skred kan uppstå spontant, exempelvis i samband med snabba vattenståndsförändringar. Risk finns att hela utfyllnaden kan skreda ut i Valdemarsviken. Sammanfattningsvis: Utfyllnaden vid Grännäs innehåller bland annat avfall från f d Lundbergs läder. Fyllning återfinns både på land och i vattnet. Undersökningar har visat att kromhalterna i fyllningen är höga. Stabiliteten i fyllningen är inte tillfyllest och risk finns för spontana skred. 7.3. Sedimenten i Valdemarsviken 7.3.1. Halter och förekomstsätt Omfattande analyser av sedimenten i Valdemarsviken har genomförts inom ramen för huvudstudien, bland annat av metaller, alifater, PAH, PCB och tennorganiska föreningar. Resultaten visar att föroreningsbilden främst utgörs av metaller. I Tabell 1 redovisas medelvärden och standardavvikelse (uppdelat på tre nivåer) för samtliga prover som utsatts för totalhaltsanalys. Proverna har tagits inne från hamnen och ut till utanför tröskeln vid Krogsmåla. 15(48)

Figur 5. Foto som visar kromförorenade sediment som togs upp i samband med sedimentkarteringen, steg 1. Tidigare undersökningar har visat att de tungmetaller och spårelement som främst förekommer i Valdemarsvikens sediment är krom, kvicksilver, koppar, bly och zink (DNV, 2003). Av dessa är det framförallt halterna av krom och kvicksilver som är höga. De tidigare resultaten stämmer mycket väl med resultaten i tabell 1. Kromhalterna är mycket höga i Valdemarsvikens sediment. Medelvärdet varierar från cirka 1000 mg/kg i de djupaste nivåerna upp till drygt 3000 mg/kg i de ytligare sedimenten. Dessa halter klassas som mycket höga enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. De högsta kromhalterna uppgår till cirka 7000 mg/kg. Dessa återfinns på nivån 15-20 cm i Grännäsfjärden. Längre ut i viken är kromhalterna generellt något lägre. Utanför tröskeln uppgår kromhalten till cirka 180 mg/kg TS. Halten klassas ändå som hög och förhöjda kromhalter även utanför tröskeln kan således konstateras, även om de är betydligt lägre än exempelvis inne i hamnen och i Grännäsfjärden. Krom föreligger främst i trevärd form (Cr(III)) i sedimenten i Valdemarsviken (DNV, 2003). Halter av den för människan mer toxiska formen, sexvärdigt krom (Cr(VI)), kunde inte påvisas över detektionsgräns i någon av de undersökta punkterna. Kvicksilverhalten i sedimenten uppgår, som medelvärde till cirka 0,3-0,4 mg/kg ner till 20 cm. I de djupaste nivåerna är medelvärdet något lägre, knappt 0,2 mg/kg. Den högsta enskilda halten av kvicksilver uppgår till cirka 1,3 mg/kg. Halten återfinns i provet taget i Grännäsfjärden på nivån 8-10 cm. Detta stämmer väl med tidigare undersökning (DNV, 2003), som redovisar kvicksilverhalter upp mot 2 mg/kg på nivån 7-10 cm inne i hamnen. De lägsta kvicksilverhalterna återfinns generellt i de yttre delarna av viken. Halten i ytsedimenten utanför tröskeln uppgår till cirka 0,05 mg/kg. Andelen metylkvicksilver (mer toxisk form av kvicksilver) i sedimenten anges i DNV (2003) generellt till < 1 %. Som mest förekommer en andel på cirka 2 % av totala kvicksilverinnehållet. Som jämförelse kan metyleringsgraden i Marnästjärn, Ludvika anges, 0,2-0,6 %. Metyleringsgraden i Valdemarsvikens sediment ligger således i nivå med Marnästjärn. På haltbasis är dock halterna i Valdemarsviken klart lägre. Som mest anges en metylkvicksilverhalt på knappt 6 µg/kg, vilket kan jämföras med 70-80 µg/kg i Marnästjärn. 16(48)

Tabell 1. Totalhaltsanalyser av sediment från Valdemarsviken indelat efter nivåer, 0-10 cm, 10-20 cm och 20-50 cm. Om antalet mätningar av en parameter avviker från antal prover anges detta genom att en upphöjd siffra motsvarar antalet mätningar för den aktuella parametern. < avser att samtliga värden ligger under rapporteringsgräns. Element 0-10 cm 10-20 cm 20-50 cm Medel Std. Av. Medel Std. Av. Medel Std. Av. [18 prover] [6 prover] [18 prover] TS 37,6 28,1 25,6 5,79 32,3 8,84 [% av TS] Glödrest 88,6 15 2,28 89,0 1,96 91,1 2,57 [% TS] LOI 14,0 3,64 14,1 2,71 11,6 3,31 SiO 2 52,1 7,06 50,8 4,41 54,0 6,22 Al 2O 3 13,8 1,17 15,0 1,60 15,3 1,62 CaO 1,32 0,319 1,19 0,161 1,23 0,247 Fe 2O 3 6,41 2,50 6,07 1,21 6,01 1,13 K 2O 3,342 0,232 3,57 0,330 3,72 0,330 MgO 2,33 0,307 2,52 0,210 2,50 0,370 MnO 0,0652 0,0258 0,0614 0,00982 0,0633 0,0108 Na 2O 2,61 0,265 2,50 0,215 2,36 0,118 P 2O 5 0,342 0,0612 0,348 0,0800 0,277 0,0675 TiO 2 0,570 0,0667 0,625 0,0674 0,638 0,0823 [mg/kg TS] As 15,6 7,80 21,7 11,9 17,1 13,7 Ba 474 17,0 491 19,9 510 20,8 Be 3,25 0,482 3,59 0,364 3,52 0,416 Cd 1,14 0,677 1,36 1,01 0,531 0,533 Co 13,6 4,52 13,3 2,70 13,5 2,87 Cr 2430 1730 3070 2750 1100 1730 Cu 58,7 21,6 60,0 20,1 42,9 13,3 Hg 0,370 0,282 0,335 0,245 0,171 16 0,120 La 55,1 7,30 59,3 5,54 56,1 7,09 Mo 8,15 1 - <6 0 - <6 0 - Nb 11,0 1,80 13,2 5 3,90 14,3 3,59 Ni 34,2 13,3 32,6 5,53 29,9 6,42 Pb 56,8 25,6 62,7 24,9 40,3 21,0 S 12860 4670 13400 4400 11100 6450 Sc 12,7 1,49 13,9 2,06 14,6 2,60 Sn <20 0 - <20 0 - <20 0 - Sr 153 9,32 157 24,3 143 15,8 V 94,2 20,3 102 13,8 101 16,5 W <60 0 - <60 0 - <60 0 - Y 34,3 3,09 36,3 1,89 34,8 2,12 Zn 206 71,6 215 59,9 151 50,4 Zr 168 54,8 153 33,6 178 54,3 Sekventiella lakförsök visar i vilka faser som de olika elementen sitter bundna i. Med detta menas förenklat att metallerna sitter olika hårt fast i sedimenten och att dessa lakförsök syftar till att undersöka detta. I legenden i figur 6 redovisas den mest lättlakade fasen längst ner (adsorberat och karbonatbundet) medan den mest svårlakade redovisas högst upp (residual). Resultaten visar att krom främst förekommer bundet till olika järnhydroxider och järnoxider i sedimenten i Valdemarsviken. Cirka 10-15 % av totalinnehållet bedöms förekomma i faser som kan lösas upp vid långa perioder av syrefria förhållanden. Exempel på tillfällen då syreförhållandena i viken försämras är i samband med omfattande algblomning. Relativt liten andel av kromet föreligger i de mest lättlakade faserna (adsorberat/karbonater och labila organiska föreningar), cirka 5-8 % 17(48)

T1 (inre hamnen) T2b (Grännäsfjärden) 100% 100% 80% 80% 60% 40% residual sulf./org. cr. Fe am. Fe lab. org. ads./carb. 60% 40% residual sulf./org. cr. Fe am. Fe lab. org. ads./carb. 20% 20% 0% Ca FeM g S Si Al As Ba Cd Co Cr Cu Hg M nm o Ni Pb Sr Zn 0% Ca FeM g S Si Al As Ba Cd Co Cr Cu Hg M nm o Ni Pb Sr Zn T5 (utanför tröskeln) 100% 80% residual 60% 40% sulf./org. cr. Fe am. Fe lab. org. ads./carb. 20% 0% Ca FeM g S Si Al As Ba Cd Co Cr Cu Hg M nm o Ni Pb Sr Zn Figur 6. Andelen bundna element i olika faser i ytsedimenten i Valdemarsviken. De olika proverna är tagna inne i hamnen (T1), utanför Grännäs (T2b) och utanför tröskeln (T5). ads/carb=adsorberat/karbonatbundet, lab.org.= labila organiska föreningar (humus, fulvosyror), am. Fe=amorfa järn- och manganhydroxider, cr. Fe=kristallina järnoxidhydroxider, sulf./org.=sulfider/stabila organiska föreningar, residual=kvarvarande material efter lakningen (mestadels silikater). Kvicksilver förekommer generellt till största del cirka (90-99 %) bundet till sulfider och till kristallina järnoxider/hydroxider, dvs kvicksilvret sitter relativt hårt bundet. Andelen kvicksilver som är bundet i lättlakade och mer tillgängliga faser uppgår till cirka 1 % för punkterna inne i hamnen och i Grännäsfjärden och knappt 10 % för sedimenten utanför tröskeln. Sammanfattningsvis: - Krom och kvicksilver utgör de huvudsakliga föroreningarna i Valdemarsvikens sediment. - Sekventiella lakningar visar att krom främst förekommer bundet till järnhydroxider/oxider. Betydande mängder bedöms kunna frigöras vid längre perioder av syrefria förhållanden. - Kvicksilver sitter, enligt sekventiella lakförsöken, relativt hårt bundet i sedimenten. 7.3.2. Utbredning i plan- och djupled Föroreningsutbredningen i Valdemarsviken har undersökts genom sedimentkartering i två steg. I figur 7 redovisas en karta över kromhalterna på nivån 0-40 cm i området som sträcker sig från hamnen och ut till Eriksberg. 18(48)

Figur 7. Karta över kromhalterna i Valdemarsviken, från hamnen och ut till Eriksberg. Varje punkt redovisar halten på nivån 0-40 cm. I hamnen och ut till strax efter Borg uppvisar de flesta punkterna mycket höga kromhalter. Endast i enstaka punkter ligger halterna lägre än 5000 mg/kg. Dessa punkter återfinns generellt i strandnära områden. Från Borg ut till Grännäsfjärden dominerar fortsatt punkter med kromhalter över 5000 mg/kg även om områden med lägre halter förekommer. Höga halter har bland annat påvisats i anslut- 19(48)

ning till Grännäsutfyllnaden. Lägre halter (< 1000 mg/kg) kan noteras framförallt längs nordöstra strandlinjen i detta område. I flera av punkterna från hamnen och ut till Grännäsfjärden med höga kromhalter är vattendjupet relativt litet, 3-8 m. Flera av punkterna med hög halt och litet vattendjup ligger i områden där båttrafiken är omfattande. I Grännäsfjärden och utanför densamma mot tröskeln är kromhalterna generellt något lägre jämfört med i de innersta delarna av viken. Endast enstaka punkter som uppvisar kromhalter över 5000 mg/kg. De högsta halterna återfinns generellt på stora vattendjup undantaget sydvästra delen av Grännäsfjärden. Halterna av kvicksilver i Valdemarsvikens sediment uppgår till cirka 0,1-1,0 mg/kg TS. Enstaka områden med högre halter (1,0-3,0 mg/kg TS) återfinns bland annat inne i hamnen samt i höjd med bostadsområdet Grännäs. De högsta kvicksilverhalterna återfinns i relativt grunda områden (3-7 m djup) där båttrafiken kan gå. Mäktigheten på de förorenade sedimenten varierar över viken. I hamnen och även i enstaka punkter mellan hamnen och Grännäs är kromhalterna mycket höga ända ner till 1 m djup i sedimenten. I hamnen förekommer även kromförorenade sediment ner till som mest 2 m djup. Utanför hamnen uppgår mäktigheten på de förorenade sedimenten generellt till 50 cm, i enstaka punkter återfinns höga kromhalter även ner till cirka 80 cm djup. Sammanfattningsvis: Sedimentkarteringen visar att de högsta krom- och kvicksilverhalterna återfinns i området från hamnen och ut till Grännäsfjärden. På flera lokaler kan höga halter av krom och kvicksilver noteras i områden med ett relativt litet vattendjup (3-8 m). Mäktigheten på de förorenade sedimenten uppgår generellt till 1 m inne i hamnen. I enstaka punkter har dock höga kromhalter uppmätts ända ner till 2 m djup i sedimenten. Utanför hamnen uppgår mäktigheten på de förorenade sedimenten till cirka 0,5 m. 7.4. Suspendat och spridningen av krom och kvicksilver i viken Undersökningarna av suspendat visar generellt att halterna av krom är som högst i de innersta punkterna och avtar utåt. De höga kromhalterna i det suspenderade materialet indikerar att källan måste vara ett material med mycket höga kromhalter. När det gäller Valdemarsviken har tidigare undersökningar visat att tillförseln från omgivningen är relativt liten. Slutsatsen av detta är att sedimenten fungerar som en källa vad gäller krom. Detta stöds även av jämförelser med halter i ytsedimenten. Den process som sannolikt står för den största delen av spridningen från sedimenten är resuspensionen. Detta visas bland annat av undersökningarna med sedimentfällor. Resuspension bedöms ske i vissa källområden, där sedimenten är störda. De källområden som identifierats är hamnen, området från hamnen och ut till Grännäsfjärden samt grundområdena i sydvästra Grännäsfjärden. I figur 8 redovisas en karta över det som bedöms utgöra källområdet. Övriga viken betraktas som ett recipientområde med stöd av fotografier av ostörda sediment från SGU (2004) samt ostörda sedimentprofiler från sedimentkarteringen steg 2. Vad är det som gör att sedimenten i Valdemarsviken rörs om? Provtagningar i samband med Saga Lejons färd visar på att den båten virvlar upp sediment. Saga Lejon går dock endast in i viken vid ett mindre antal tillfällen per år medan spridningen av uppvirvlat sediment sker under hela säsongen, vilket innebär att Saga Lejon ensam inte kan vara den enda orsaken. Sannolikt bidrar även annan båttra- 20(48)

PROJEKT VALDEMARSVIKEN 2006-10-10 fik till uppvirvlingen av krom- och kvicksilverförorenade sediment, i varierande grad beroende på båtarnas storlek och fart. Den främsta orsaken till föroreningstransporten dock vara bedöms vara den vinddrivna cirkulationen. Från källområden transporteras krom och kvicksilver utåt i viken och så småningom till Östersjön, vilka således fungerar som recipienter. Transporten sker i huvudsak i partikelbunden form. Figur 8. Karta som visar de områden som utgör källområden (rödmarkerade). Resterande del av viken betraktas som ett recipientområde. I figuren anges också arean för källområdena. Sammanfattningsvis: - 7.5. Undersökningarna av suspendat i vattenpelaren visar att en resuspension av sediment sker. Resuspensionen orsakas sannolikt av båttrafiken och cirkulationen. Resuspenderat sediment från vissa källområden sprids utåt i viken till recipientområden, dvs resterande delen av Valdemarsviken och Östersjön. Ytvatten Metallhalterna i Valdemarsvikens ytvatten bedöms generellt vara relativt låga. Det högsta medelvärdet för krom uppvisar punkten längst inne i viken. Medelhalten längst inne i viken uppgår till cirka 1,4 µg/l, vilket kan jämföras med medelvärden på 0,3-1 µg/l i de tre punkterna belägna längre ut i viken. 21(48)

Högsta enskilda mätningen uppgår till cirka 8,8 µg/l (från punkten längst inne i viken). Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för ytvatten (sötvatten) klassas medelhalterna av krom i Valdemarsvikens vatten som låga (Naturvårdsverket, 1999b). Den högsta enskilda mätningen klassas som måttligt hög. Tidigare undersökningar av ytvatten (DNV, 2003) indikerar också låg lösta halter av krom. Även halterna av kvicksilver och andra metaller såsom arsenik, koppar, bly och zink är enligt analyserna låga i Valdemarsvikens vatten. Kvicksilverhalterna ligger vid flertalet av mätningarna under detektionsgräns. Högsta enskilda mätningen uppgår till 0,0081 µg/l (precis innanför tröskeln). Detta stämmer väl överens med resultaten från DNV (2003). Sammanfattningsvis: - De lösta halterna av krom och kvicksilver är låga i Valdemarsvikens vatten. 8. MASSBALANS Genom att använda datamaterialet från provtagningarna av sediment och vatten kan en massbalans ställas upp för Valdemarsviken. Massbalansen redovisas i figur 9. De totalt upplagrade mängderna av krom i Valdemarsvikens sediment bedöms vara mycket stora. Den totala mängden krom i hela viken ligger enligt beräkningarna i storleksordningen 700-800 ton. Av dessa återfinns uppskattningsvis cirka 550-600 ton i det som betraktas som källområde och cirka 200-250 ton i recipientområdet. Beräkningen visar att de största mängderna fortfarande finns kvar i källområdet. Därmed finns en stor föroreningspotential i källområdet och spridningen av krom till recipienterna, dvs resterande del av Valdemarsviken och Östersjön, bedöms kunna fortsätta under relativt länge. Från sedimentfällorna erhålls att cirka 3,3 ton krom/år årligen sedimenterar över hela Valdemarsviken. Uttransporten är uppskattad till cirka 250 kg krom/år. Detta ger att i storleksordningen 3,5 ton krom/år lämnar systemet. In till Valdemarsviken transporteras cirka 20 kg krom/år via ytvattendragen samt från fabrikstomten (cirka 1 kg krom/år). Dessutom tillförs ungefär lika mycket till från sedimenten genom diffusion. Intransporten tillsammans med diffusionen räcker inte till för att nå upp till de mängder som årligen sedimenterar. De mängder som saknas bedöms resuspensionen av sediment från källområdena stå för. Genom att beräkna resuspensionen fås indirekt att cirka 3,5 ton krom/år måste tillföras den vägen från källområdena. Av dessa 3,5 ton/år återsedimenterar cirka 1,8 ton/år tillbaka över källområdena. Resterande 1,7 ton/år sprids således vidare till recipienterna, dvs. övriga Valdemarsviken samt Östersjön. Cirka 1,5 ton/år sedimenterar över recipientområdena i Valdemarsviken medan cirka 250 kg/år transporteras ut till Östersjön vid tröskeln. Inga motsvarande undersökningar i Sverige har haft krom som huvudsakligt problemelement och därmed är underlaget vad gäller jämförelsedata för spridning sparsamt. Som jämförelse anges istället utsläppstillstånden för två industrier där stora mängder krom används i processerna. Sandvik i Sandviken som tillverkar produkter i rostfritt stål släpper årligen ut mindre än 50 kg/år. Elmo Leather i Svenljunga som är Sveriges största garveri där krom hanteras har ett tillstånd på att släppa ut 0,2 kg krom/dygn. Detta ger i storleksordningen 60-70 kg krom/år. Spridningen från källområdet i Valdemarsviken är således ca tjugo gånger högre än Elmos tillstånd och ca trettio gånger högre än utsläppet från Sandvik. En annan jämförelse som kan göras är med den naturliga spridning som teoretiskt borde ske om Valdemarsviken inte innehållit förhöjda halter av krom. Enligt massbalansen tillförs årligen cirka 17-18 kr krom via ytvattendragen till Valdemarsviken. I ett massbalanshänseende borde således samma 22(48)

mängd lämna viken. Sannolikt borde dock denna mängd vara lägre, p.g.a. att en viss mängd hinner sedimentera på vägen ut till tröskeln. Om det ändå antas att det naturliga uttransporten ligger i storleksordningen 17-18 kg krom/år är den uttransport som uppskattas idag (250 kg krom/år) cirka 10-15 gånger större. Källområden Recipientområden i Valdemarsviken Via ytvatten: Cr 17-18 kg/år Hg 0,04 kg/år Nettospridning från källområden: Cr 1700 kg/år Sedimentation över recipientområden i Valdemarsviken: Cr 1500 kg/år Hg 1 kg/år Uttransport till Östersjön: Cr 250 kg/år Från fd fabrikstomten: Cr 1 kg/år Sedimentation över källområden: Cr 1800 kg/år Resuspension från källområden: Cr 3500 kg/år Diffusion från hela viken Cr 20 kg/år Totalmängd i källområden: Cr 550 000 kg Hg 35-40 kg Totalmängd i recipientområden: Cr 220 000 kg Hg 20-25 kg Figur 9. Massbalans för Valdemarsviken. Transporten in via ytvatten avser Vammarsmålaån, Fifallaån samt mindre vattendrag som mynnar i viken. Uttransporten via tröskeln är beräknad från sedimentfälledata. Intransporten från fd fabrikstomten är hämtad från Tyréns (2003). Diffusionen är beräknad med data från DNV (2004) och sedimentation från provtagningar av sedimenterande material (sedimentfällor). Resuspensionen fås genom differensen mellan intransporten + diffusionen och uttransporten + sedimentationen. Då krom inte nybildas i viken samt att inga andra betydande källor finns bör detta antagande vara rimligt. Avrundade siffror redovisas i figuren. 9. RISKBEDÖMNING 9.1. Metod och modell för fördjupad riskbedömning Den fördjupade riskbedömningen för Valdemarsviken har genomförts enligt den modell som sammanfattas i figur 10. Metoden har tidigare bland annat använts i Projekt Gladhammars gruvor (2005a) och Surte Glasbruk (Envipro Miljöteknik AB, 2006). Modellen följer Naturvårdsverkets MIFO-modell (Naturvårdsverket, 1999b) där hänsyn tas till olika föroreningar, mängder, spridningsrisker, skyddsvärden m.m. Den använda metoden är dock något mer precis i sin utformning jämfört med MIFO eftersom den syftar till en större processförståelse över hur föroreningarna omsätts i systemet d.v.s. en belysning av hela riskperspektivet. Modellen följer även den nya struktur för fördjupad riskbedömning som föreskrivs i Naturvårdsverket senaste kvalitetsmanual för efterbehandling av förorenade områden (Naturvårdsverket, 2006). Generellt kan sägas om modellen att den diskuterar hur källan till problemet beter sig. Vidare vilka element som kan utgöra problem och risker och vilka processer som styr och reglerar spridningen av dessa. Spridningen av föroreningar undersöks, exempelvis till vilka medier spridning sker i idag och i framtiden. Slutligen utreds vilka skyddsobjekt som finns och som är aktuella ur miljö- och hälsorisksynpunkt samt från en generell betraktelse. I varje steg identifieras också vilka naturliga barriärer som finns och som förhindrar spridningen och transporten samt exponeringen av föroreningarna. Barriärerna kan vara både av fysisk och av kemisk karaktär. Informationen sammanställs sedan till en slutlig riskbedömning för det aktuella området. 23(48)

Riskbedömning vid spridning Föroreningskällor Transportvägar Skyddsobjekt läckage spridning exponering Källbarriärer Transportbarriärer Skyddsbarriärer Figur 10. Redovisning av generell modell för riskbedömning (Länsstyrelsen i Kalmar län, 2004). 9.2. Källtermer föroreningskällor idag och i framtiden 9.2.1. Källtermer Undersökningarna inom ramen för huvudstudien har visat att den huvudsakliga källtermen i Valdemarsviken är sedimenten. Två ytterligare källtermer finns dock, nämligen fabrikstomten vid f d Lundbergs läder och utfyllnaden vid Grännäs. Fabrikstomten uppvisar generellt låga metallhalter. Förhöjda halter av krom har påvisats, dock återfinns de generellt någon meter under marken, överlagrat av hårdgjorda ytor eller byggnader. En grov uppskattning av de upplagrade mängderna visar att cirka 9 ton krom och 40 kg kvicksilver finns i fyllnadsmassorna. Utfyllnaden vid Grännäs innehåller bland annat rivningsrester (tegel m m) samt avfall från f d Lundbergs läder. Utfyllnadens utsträckning har uppskattats till som mest 90 m i längsled och 60 m i sidled. Volymen på land har uppskattats till cirka 1700 m 3. Förutom på land förekommer fyllning i Valdemarsviken. Fyllning har eroderats/spolats ut i viken. Uppskattningsvis återfinns cirka 1500-2500 m 3 ute i vattnet. Stabiliteten i området och på utfyllnaden är inte tillfyllest. Uppskattningsvis finns cirka 2 ton krom och 0,3 kg kvicksilver upplagrat i fyllnadsmassorna på land. Sedimenten i Valdemarsviken håller generellt mycket höga halter av krom samt måttliga till höga halter av kvicksilver. Höga kromhalter återfinns i princip i hela viken, från inre hamnen och ända ut till tröskeln. Halterna är generellt som högst inne i hamnen, i området kring utfyllnaden vid Grännäs samt i sydvästra delen av Grännäsfjärden. Utanför Grännäsfjärden minskar halterna av krom. Sammanlagt bedöms att cirka 700-800 ton krom, varav 550-600 ton i källområdena, finns upplagrat i Valdemarsvikens sediment. För kvicksilver uppgår motsvarande siffra till cirka 60 kg, av dessa finns cirka 35-40 kg inom källområdena. 24(48)

I framtiden bedöms sedimenten fortsatt vara den huvudsakliga källtermen. På grund av den dåliga stabiliteten vid Grännäsutfyllnaden är det tänkbart att den kan få en större betydelse som källterm i framtiden (se även avsnitt 9.2.3). Fabrikstomten bedöms även i framtiden vara en källterm av mindre betydelse. Detta under förutsättning att markanvändningen inte förändras. Sammanfattningsvis: - Källtermerna utgörs i dagsläget av fabrikstomten, utfyllnaden vid Grännäs samt sedimenten i Valdemarsviken. - Sedimenten i Valdemarsviken bedöms vara den huvudsakliga källtermen, både idag och i framtiden. - I framtiden är det även tänkbart att utfyllnaden vid Grännäs kan få en större betydelse som källterm. 9.2.2. Föroreningar Resultaten från analyserna visar att krom och kvicksilver är de element som förekommer i förhöjda halter i sedimenten. Enligt Naturvårdsverket (1999a) bedöms farligheten för krom som hög medan farligheten för kvicksilver bedöms vara mycket hög. Farligheten för krom baseras på trevärd krom, vilket är den form som krom främst föreligger i Valdemarsvikens sediment och vatten. Sexvärd krom anses däremot ha en mycket hög farlighet. Andelen metylkvicksilver i Valdemarsviken har visats sig vara låg och därför koncentreras riskbedömningen på totalkvicksilver. 9.2.3. Läckage från källorna Källtermerna till föroreningarna i Valdemarsviken utgörs av sedimenten, fabrikstomten och utfyllnaden vid Grännäs. De processer som idag och även i framtiden bedöms vara aktuella vad gäller spridningen av föroreningar från sedimenten är diffusion och resuspension. Diffusion sker som en följd av den koncentrationsskillnad som finns mellan sedimentens porvatten och ytvattnet. Resuspension av sediment kan ske bland annat som en följd av biologisk aktivitet eller av fysiska störningar, exempelvis omfattande båttrafik. I Valdemarsviken har undersökningarna visat att båttrafiken sannolikt är en bidragande orsak till resuspensionen, framförallt inne i hamnen. Vad gäller fabrikstomten har tidigare utredning visat att en transport av föroreningar sker från tomten via ytvatten till Valdemarsviken. Från utfyllnaden vid Grännäs bedöms läckage främst ske genom skred. De processer som idag bedöms vara aktuella ur spridningssynpunkt bedöms även finnas kvar i framtiden. Vissa av processerna, exempelvis diffusion och skred bedöms även kunna ge en ökad spridning i framtiden. För diffusionen är detta kopplat till algblomningen och den syrebrist som då kan uppstå på bottnarna. Syrebrist kan innebära att järn- och manganhydroxider, som binder krom och kvicksilver, löser upp sig med en ökad diffusion som följd. I tillägg till dessa är det även tänkbart att utfyllnaden vid Grännäs kan bli en mer betydande källterm än vad den är idag. Detta är kopplat till den dåliga stabiliteten och risken för att kromförorenade massor skredar ut i viken. Sammanfattningsvis: - Diffusion och resuspension från sedimenten bedöms vara de huvudsakliga mekanismerna för läckage från sedimenten i dagsläget. - Från fabrikstomten och utfyllnaden vid Grännäs bedöms spridning ske främst via ytvatten respektive skred. 25(48)

- I framtiden är det tänkbart att ett ökat läckage kan ske från sedimenten samt via skred vid Grännäsutfyllnaden. 9.2.4. Källbarriärer Källbarriärer är namnet på processer som förhindrar och/eller hämmar läckaget från källan. Barriärerna kan vara rent fysiska, exempelvis ett tätskikt eller kemiska, exempelvis koncentrationsgradienter eller fastläggning till partiklar. För Valdemarsvikens sediment bedöms sedimentation och sorption fungera som källbarriärer. Sedimentation av föroreningar kan ske genom att lösta metaller binds till partiklar i vattenpelaren som sedan sedimenterar. Sedimentationen av krom har beräknats vara hög, cirka 3300 kg/år för hela viken. Sannolikt är siffrorna något överskattade på grund av den resuspension som sker i sedimenten. För kvicksilver har sedimentationen beräknats till cirka 1 kg/år. Sorption är samlingsnamnet på ett antal fastläggningsprocesser, bland annat adsorption och absorption. För metaller är adsorption till järn- och manganhydroxider/oxider en vanligt förekommande process i naturliga system. Genom att metallerna binder in till hydroxidernas/oxidernas ytor fastläggs metallen och befinner sig således inte längre i lösning. För Valdemarsvikens sediment har amorfa och kristallina järnhydroxider identifierats som de viktigaste bärarfaserna. Sammanfattningsvis: - Sedimentation och sorption bedöms vara de viktigaste källbarriärerna för Valdemarsvikens sediment. 9.3. Spridning av föroreningar nuvarande och framtida transportvägar 9.3.1. Spridningsvägar Spridningen av föroreningar till Valdemarsviken sker främst via yt- och grundvatten. Två större åar, Vammarsmålaån och Fifallaån mynnar i viken inne i hamnen. Längre ut viken har ytterligare sex mindre vattendrag identifierats. Från fabrikstomten sker även en spridning via grundvatten till viken. I viken sker en spridning av föroreningar (krom) i vattenfasen. Spridningen sker främst i partikelbunden form, där resuspenderat sediment transporteras utåt i viken och sedan sedimenterar. Stora mängder krom som resuspenderats i källområdena sedimenterar inom detta område, vilket således bidrar till en omfattande interncirkulation av krom. Ut från Valdemarsviken till Östersjön sker en spridning via ytvattnet. Spridningen av krom bedöms även här ske i partikelbunden form. De spridningsvägar som finns idag bedöms även finnas kvar i framtiden om inga åtgärder vidtas och vid oförändrad markanvändning. Vid exempelvis arbeten i hamnområdet, exempelvis en utbyggnad, är det tänkbart att spridningen kan öka genom att sedimenten störs. I framtiden finns ytterliggare en transportväg som kan bli aktuell, nämligen via skred. Sammanfattningsvis: - Idag sker en spridning av krom via ytvatten, främst genom resuspenderat sediment från vissa källområden - Spridningen sker främst i partikelbunden form. - I framtiden kan ytterliggare en transportväg bli aktuell, nämligen via skred. 26(48)

De mängder som sprids till, från och inom Valdemarsviken redovisas i kapitel 8 Massbalans. 9.3.2. Transportbarriärer Transportbarriärer är processer som fördröjer eller förhindrar föroreningarnas transport från källan mot recipienten och skyddsobjekten. I likhet med källbarriärerna kan transportbarriärerna både vara av fysikalisk och kemisk natur. För Valdemarsviken bedöms den process som är den främsta transportbarriären vara densamma som fungerar som källbarriär, nämligen sedimentationen. 9.4. Skyddsobjekt och exponeringsvägar 9.4.1. Skyddsobjekt Ett antal skyddsobjekt som kan utsättas för riskerna kopplade till den f.d. verksamheten vid Lundbergs läder har identifierats nedan: - Människor som badar i viken - Människor som äter fisk som fångats i viken - Miljön i Östersjön och i vikens vatten och sediment Människor som badar i viken bedöms vara ett viktigt skyddsobjekt. I viken finns flera populära badplatser (bland annat vid Grännäs) som sommartid utnyttjas flitigt. Även längre ut i viken finns sommarstugor med egna bryggor. Då matfisk, i form av bland annat abborre, gädda och ål, förekommer i viken bedöms även människor som intar fisk vara ett skyddsobjekt. Miljön i Valdemarsviken och den utanförliggande Östersjön bedöms vara ett skyddsobjekt. Valdemarsviken utgör riksintresse båda vad gäller naturvården och friluftslivet (Länskartor, 2001). I vikens yttre delar finns flera naturreservat. Då viken också utnyttjas frekvent som turistmål och för rekreation under sommaren måste miljön anses ha ett mycket stort skyddsvärde. Enligt riksdagens miljömål nummer 10, Hav i balans samt levande kust och skärgård ska Östersjön bland annat ha en långsiktig hållbar produktionsförmåga och den biologiska mångfalden ska bevaras. Företrädesvis är ovan listade skyddsobjekt kopplade till riskerna med Valdemarsvikens vatten och sediment. Riskerna med fabrikstomten har i tidigare undersökning bedömts som små- måttliga (Tyréns, 2003). Förutom sedimenten och vattnet i viken samt fabrikstomten finns ytterligare ett objekt som skulle kunna innebära risker, utfyllnaden vid Grännäs. Tidigare utförd geoteknisk utredning har visat att utfyllnaden har dålig stabilitet och att skredrisken är uppenbar (J&W Samhällsbyggnad, 2002). Höga halter av krom har uppmätts i utfyllnaden men hälsoriskerna för människor har tidigare bedömts som liten (Envipro Miljöteknik AB, 2001). I samma rapport konstateras att åtgärder för utfyllnaden kan projekteras direkt. Inga skyddsobjekt specifika för utfyllnaden har därför identifierats. Däremot har utfyllnaden gemensamma skyddsobjekt med sedimenten i viken, eftersom det konstaterats att mycket fyllnadsmaterial finns på vikens botten. 9.4.2. Exponeringsvägar För att undersöka om halterna i Valdemarsvikens sediment och vatten kan innebära några risker för skyddsobjekten listade ovan har värdena satts i relation till referenskoncentrationer. Skyddsobjekten bedöms kunna bli exponerade för föroreningarna (krom och kvicksilver) genom ett antal exponeringsvägar. Varje exponeringsväg har bedömts genom beräkningar av platsspecifika referenskoncentratio- 27(48)

ner, genom direkta jämförelser eller med ledning av resultat från undersökningar utförda inom ramen för huvudstudien. De exponeringsvägar som beaktats är kopplade till direktkontakt med sedimenten (intag och hudkontakt), intag av ytvatten, intag av fisk som fångats i viken samt miljöeffekter i sediment och vatten. Direktexponering via damm och ångor bedöms inte vara relevanta i detta sammanhang. Regelbundet intag av dricksvatten bedöms inte ske. Inget grundvattenuttag är sannolikt vare sig nu eller i framtiden i anslutning till utfyllnaden (Envipro Miljöteknik AB, 2001). Det bedöms inte ske någon odling av grönsaker i anslutning till områden med förorenad mark eller sediment. Resultaten från beräkningarna av och jämförelserna med referenskoncentrationer sammanfattas i Tabell 2. Beräkningarna av direktexponeringen för människa för sediment och vatten visar att dessa inte utgör någon humantoxikologisk risk vad gäller krom och kvicksilver. Däremot bedöms risker för människan kopplade till intag av fisk. Beräkningar och jämförelser med kostrekommendationer visar att risker avseende kvicksilver kan finnas vid intag av matfisk. Det bör dock påpekas att kvicksilverhalterna i fisk som fångats inne i viken inte är högre jämfört med referenslokalen i Kattedalsfjärden. För krom bedöms inga risker vid intag av fisk föreligga. De biologiska undersökningarna och toxicitetstesterna att effekter på effekter på biota finns i Valdemarsvikens sediment och vatten. Upptag av krom och kvicksilver i biota har även konstaterats. Bland annat kan mundelsskador på fjädermygglarver, höga krom- och kvicksilverhalter i Östersjömussla och en negativ påverkan på vitmärla konstateras. Höga kromhalter i Östersjömussla har även konstaterats i andra undersökningar (Motala Ströms Vattenvårdsförbund, 2003). Fiskar som fångat i inre delen av viken uppvisar förhöjda halter av krom jämfört med fiskar som fångats längre ut. Toxicitetstesterna visar att sedimenten och porvattnet i viken är toxiska och därmed kan medföra negativa effekter på biota. Jämförelserna med riktvärden visar att risker för ekotoxikologiska effekter i sediment och vatten kan finnas. Tabell 2 Sammanfattning av platsspecifika referenskoncentrationer och jämförvärden för respektive exponeringsväg. Gråmarkerade data bedöms kunna utgöra en risk. Exponeringsväg Cr-tot Hg-tot [mg/kg TS, µg/l] Intag av sediment e.b. 2570 Hudkontakt e.b. 7350 Intag av ytvatten e.b. 5150 Intag av fisk - - Effekter inom området 90-160 1 0,486-0,70 1 Effekter i ytvattenrecipient 8,9-56 1 0,016-0,026 1 e.b. ej begränsande - ej beräknad 1 Riktvärden från CCME (2002, 2005). För krom gäller undre gräns för sötvatten och övre marin miljö. För effekter inom området vad gäller kvicksilver gäller detsamma som för krom. För effekter i ytvatten vad gäller kvicksilver gäller dock undre gräns marin miljö och övre gräns sötvatten. Sammanfattningsvis: - Sedimenten och vattnet i Valdemarsviken bedöms inte utgöra någon humantoxikologisk risk. - Risker vid intag av fisk bedöms kunna finnas. Riskerna är kopplade till de förhöjda kvicksilverhalterna. - Effekter på biota, bland annat förhöjt metallupptag och mundelsskador, har konstaterats och ekotoxikologiska risker bedöms därmed föreligga. 28(48)

9.5. Konsekvenser idag Spridningen av krom från sedimenten är stor. Framförallt är det en omfattande resuspension som sker av sedimenten. Undersökningarna indikerar att resuspension främst sker i vissa källområden, inne i hamnen, i nivå med Grännäsutfyllnaden samt grundområden i Grännäsfjärden. Uppskattningsvis sprids cirka 1,5 ton krom/år till recipientområden i Valdemarsviken samt cirka 250 kg krom/år till Östersjön. Riskbedömningen visar att de humantoxikologiska riskerna avseende direktexponering med de förorenade sedimenten är små. Sannolikheten för konsekvenser för människor vid direktexponering bedöms således som liten. Däremot bedöms konsekvenser för människor som mer troliga vid intag av fisk. Undersökningarna av matfisk i viken visar på framförallt höga kvicksilverhalter. Det bör dock påpekas att kvicksilverhalterna var höga även i fisk som fångats i referensområdet. Ekotoxikologiska risker i sediment och porvatten bedöms som sannolika. Både jämförelser med referenskoncentrationer och utförda biologiska undersökningar stödjer detta. Bland annat har mundelsskador på fjädermygglarver påvisats i vad som bedömts som en hög frekvens samt höga kromhalter i musslor. Sedimenten är också direkt toxiska för organismer. Undersökningarna av fabrikstomten visar att metallinnehållet generellt är relativt lågt. Något förhöjda kromhalter har påvisats, dock på visst djup under markytan samt under byggnader och hårdgjorda ytor. Spridningen av krom från fabrikstomten till Valdemarsviken bedöms vara mycket liten, cirka 1 kg/år. Sammantaget bedöms konsekvenserna med fabrikstomten vara små. Utfyllnaden vid Grännäs innehåller material från f d Lundbergs läder och uppvisar höga kromhalter. Stabiliteten i utfyllnaden är inte tillfyllest och risk för spontana skred finns. Delar av utfyllnaden återfinns redan idag i vattnet. Konsekvenser i form av ökad spridning av krom från sedimenten i samband med skred bedöms som mycket troliga. Den dåliga stabiliteten vid utfyllnaden innebär också en direkt olycksrisk för människor då en gång- och cykelväg passerar i anslutning till området. Sammanfattningsvis bedöms problemet med de områden som förorenats av verksamheten vid f d Lundbergs läder vara: - Höga kromhalter i sedimenten, vilka enligt undersökningarna är toxiska för biota. Upptag av krom har konstaterats redan idag, bland annat i blåmusslor och Östersjömussla. - Upptag av krom och kvicksilver i fisk. Höga kvicksilverhalter i matfisk har påvisats, vilka utgör humantoxikologiska risker. - Den mycket stora spridningen av krom från källområdena till skyddsobjekten övriga Valdemarsviken och Östersjön. En orsak till spridningen bedöms vara båttrafiken. - Den dåliga stabiliteten vid utfyllnaden vid Grännäs, vilken innebär en olycksrisk för människor samt risk för ökad spridning av föroreningar. 9.6. Konsekvenser i framtiden De konsekvenser som bedöms finnas idag gällande human- och ekotoxikologiska risker bedöms även finnas i framtiden om inga åtgärder vidtas eller betydande förändringar i markanvändningen genomförs. Sedimenten bedöms även framledes vara toxiska för biota och de höga metallhalterna i bland annat fisk och musslor bedöms kvarstå. Eftersom sedimenten i hamnen är störda och resuspension sker kommer det ta lång tid innan sedimenten med höga kromhalter har blivit översedimenterade. Dessutom är mängderna av krom som finns kvar i sedimenten mycket stora. En teoretisk uppskattning visar att spridningen på dagens nivå kan fortgå i 350-400 år till. Således kommer riskerna och konsekvenserna med de höga kromhalterna och den stora spridningen av krom att bestå även på lång sikt. 29(48)

Risken för att spridningen av krom från sedimenten i källområdena genom resuspension i framtiden ökar bedöms finnas. Detta gäller om båttrafiken i Valdemarsviken ökar. En ökad trafik i hamnen och med större båtar skulle sannolikt öka resuspensionen av sedimenten där. En möjlig konsekvens av detta skulle således kunna vara en ökad spridning av partikelbundet krom och därmed en ökad grad av påverkan. Kemiska förändringar i vattenpelaren och sedimenten bedöms kunna påverka spridningen och riskerna med krom. Exempelvis genom försämrade syreförhållanden som en följd av omfattande algblomning. Beräkningar visar att i storleksordningen 60 ton krom i vikens ytsediment potentiellt kan frigöras vid längre perioder av syrefri miljö. En ökad spridning kan även bli aktuell i framtiden på grund av den dåliga stabiliteten vid utfyllnaden vid Grännäs. Genom att massor med höga kromhalter skredar ut i viken kan spridningen av krom bli högre vid enstaka tillfällen. Skred vid Grännäsutfyllnaden kan också innebära en olycksrisk eftersom en cykelbana går där. Sammanfattningsvis bedöms följande problem (konsekvenser), i tillägg till dem som bedöms finnas idag, kunna bli aktuella i framtiden: - En ökad resuspension och spridning av partikelbundet krom från källområdena som en följd av ökad båttrafik i hamnen. - Algblomningens påverkan på syreförhållandena kan bidra till en ökad spridning av löst krom alternativt en ökad sedimentation av krom. - En ökad spridning av krom vid enstaka tillfällen som en följd av skred vid Grännäsutfyllnaden. 9.7. Samlad riskbedömning 9.7.1. Bedömning av nuvarande hälso- och miljörisker Sedimenten i Valdemarsviken uppvisar mycket höga halter av krom i stora delar, från hamnen och ända ut till tröskeln. I vissa områden är även halterna av kvicksilver något förhöjda. De höga kromhalterna i sedimenten bedöms idag inte utgöra någon humantoxikologisk risk vad gäller direktintag eller hudkontakt. Den humantoxikologiska risk som bedöms kunna ge konsekvenser är vid intag av fisk som fångats i viken. Fisken innehåller höga halter av kvicksilver. De förorenade sedimenten utgör en ekotoxikologisk risk. Detta visas av flera biologiska undersökningar där upptag av krom och kvicksilver i biota har konstaterats, bland annat i form av förhöjda kromhalter i fisk och musslor. Vidare har mundelsskador på fjädermygglarver påvisats. Toxicitetstester visar att sedimenten även är direkt toxiska för biota. Sannolikheten för konsekvenser av detta bedöms som stor och effekter av detta ses redan idag. Spridningen av krom från sedimenten är stor. Framförallt sker spridningen på grund av resuspension av sediment från vissa områden. De aktuella områdena är främst hamnen samt vissa områden i höjd med f d utfyllnaden vid Grännäs samt i Grännäsfjärdens grundare delar. En orsak till spridningen bedöms vara båttrafiken. Spridningen sker utåt i viken där mycket av kromet sedimenterar men en spridning genom tröskeln och längre ut mot Östersjön förekommer. Då sedimenten inne i hamnen kontinuerligt störs genom resuspension kommer det ta lång tid innan de höga kromhalterna översedimenterats med renare material. Detta gör att riskerna med de höga kromhalterna bedöms kvarstå under lång tid. Sammantaget bedöms sedimenten i Valdemarsviken utgöra en risk, både idag och i framtiden. Riskerna är främst kopplade till effekter i biota samt den stora spridningen av krom som sker från sedimenten. Riskerna med fabrikstomten har tidigare bedömts vara små (Tyréns, 2003). För Grännäsutfyllnaden finns risker kopplade till den dåliga stabiliteten. 30(48)

9.7.2. Riskreduktion nödvändig och motiverad Sedimenten i Valdemarsviken bedöms utgöra en risk. Företrädesvis gäller det de ekotoxikologiska effekter som redan kan ses idag. Halterna av krom och till viss del även kvicksilver är högre än naturliga bakgrundshalter. Spridningen av krom från sedimenten är mycket stor. Spridningen sker främst genom resuspension från vissa källområden. En orsak till detta bedöms vara båttrafiken. Resuspenderat sediment sprids utåt i viken där en sedimentation sker. En viss transport sker även genom tröskeln och vidare ut mot Östersjön. Mot bakgrund av detta bedöms att en riskreduktion krävs för sedimenten i Valdemarsviken. Problemet med de områden som förorenats av verksamheten vid f d Lundbergs läder och den riskreduktion som anses nödvändig och motiverad kan sammanfattas i följande punkter: Då inga direkta humantoxikologiska risker har visats föreligga med sedimenten anses att den högsta prioriteten bör vara att minska spridningen av krom från källområdena. Recipienten Valdemarsviken bedöms ha ett mycket högt skyddsvärde då den är ett mycket populärt fritidsområde sommartid, bland annat för båttrafik och bad. Viken är även mycket viktig för samhället Valdemarsvik, exempelvis vad gäller turismen. En riskreduktion anses både nödvändig och motiverad. Genom att åtgärda källområdena minskas även de ekotoxikologiska effekterna i sedimenten i dessa områden. Riskerna kommer fortsatt att kvarstå i de områden som inte åtgärdas men på sikt kommer den minskade spridningen ge att dessa områden överlagras av renare sediment och återhämtas. Därmed kan även de ekotoxikologiska riskerna reduceras. 10. ÅTGÄRDSUTREDNING 10.1. Åtgärdsnivåer och åtgärdsmål Flera åtgärder med olika långtgående ambitionsnivåer/åtgärdsmål är tänkbara för att åstadkomma en riskreduktion. De ambitionsnivåer som främst bedöms vara aktuella i Valdemarsviken återfinns i Tabell 1 Tabell 3 Sammanställning av ambitionsnivåer och åtgärdsmål för dessa Ambitionsnivå Åtgärdsmål Mätbara åtgärdsmål 0. Inga åtgärder Nollalternativet innebär att konstaterade risker kvarstår oförändrade. 1. Klassning som miljöriskområde med särskilda restriktioner 2. Åtgärder för att minska fortsatt spridning 3. Utökade åtgärder för att minska fortsatt spridning 4. Åtgärder för att eliminera fortsatt spridning 5. Åtgärder för att återställa sedimentmiljön i hela viken Spridningen av föroreningar skall inte öka till följd av avsiktliga eller oavsiktliga ingrepp. Spridningen av föroreningar skall minska utan att restriktioner behöver tillgripas. Spridningen av föroreningar skall minska ytterligare. Konstaterade effekter i Valdemarsviken skall minska på lång sikt. Konstaterade effekter i Valdemarsviken skall elimineras. Konstaterade effekter på miljön kvarstår oförändrade. Spridningen från källområdena i inre viken skall minska med 50 %. Spridningen från källområdena i inre viken skall minska med 70 %. Spridningen från källområdena i inre viken skall minska med 90 %. Halterna av krom i ytsediment i Valdemarsviken skall begränsas till regionala bakgrundsnivåer (100 mg/kg TS). 31(48)

Syftet med denna uppdelning i åtgärdsnivåer är att möjliggöra en värdering där nyttan av olika åtgärder kan vägas mot kostnaderna för dessa och även andra konsekvenser. Som framgår av tabellen ökar nyttan med åtgärderna med ökande åtgärdsnivå, liksom kostnaderna ökar då omfattningen ökar. Nollalternativet innebär att inga åtgärder vidtas utan dagens situation kvarstår oförändrad. I detta alternativ vidtas heller inga andra administrativa åtgärder än de allmänna regler för vattenverksamhet som redan gäller enligt miljöbalken och som innebär att åtgärder som innebär arbeten i vatten (exempelvis muddring av hamnen och byggande i vatten) måste tillståndsprövas. Åtgärdsnivå 1 innebär att administrativa styrmedel används för att begränsa risken för att spridningen av föroreningar skall öka i framtiden på grund av olika ingrepp eller aktiviteter som påverkar de förorenade sedimenten, exempelvis trafik med större båtar i de grunda inre delarna av viken, muddringar och utbyggnader i vatten etc. Åtgärdsnivå 2 omfattar åtgärder mot de förorenade sedimenten inom hamnområdet längst in i viken. De sediment som åtgärdas är de som har högst föroreningshalter och återfinns i de grundaste områdena och där omfattande småbåtstrafik förekommer. Genom en sådan begränsad åtgärd bedöms spridningen av föroreningar kunna minskas med minst 50 %. Belastningen på de yttre delarna minskas därmed samtidigt som behovet av restriktioner i hamnområdet bortfaller. Föroreningshalterna i ytsedimenten längre ut i viken bör på lång sikt minska men bedöms inte återställas till ett naturligt tillstånd under överskådlig tid. Åtgärdsnivå 3 innebär att åtgärderna på nivå 2 utökas så att en större andel av de förorenade sedimenten åtgärdas. Med denna utökning bedöms spridningen minska med ytterligare 20 %, d.v.s. med minst 70 % från dagens nivå. Dock bedöms inte heller detta alternativ innebära att sedimentmiljön i viken helt återställs till ett naturligt tillstånd under överskådlig tid. Åtgärdsnivå 4 innebär att hela det område i inre viken där de mest förorenade sedimenten återfinns och som bedöms fungera som källa för spridning utåt åtgärdas. Genomförs dessa åtgärder bortfaller behovet av åtgärder på åtgärdsnivå 1 och den fortsatta spridningen av föroreningar begränsas kraftigt. Även de yttre delarna av Valdemarsviken bedöms därmed kunna återhämta sig till ett mer naturligt tillstånd. Detta bedöms dock kunna ske först på lång sikt. Åtgärdsnivå 5 omfattar åtgärder i större delen av Valdemarsviken. Detta innebär att sedimentmiljön i hela viken bedöms kunna återhämta sig till ett mer naturligt tillstånd på relativt kort sikt. 10.2. Åtgärdsmetoder för förorenade sediment 10.2.1. Allmänt För att minska spridningen från de förorenade sedimenten i källområdet finns två principiellt olika metoder som kan användas: - övertäckning i syfte att immobilisera föroreningarna, - muddring för att avlägsna föroreningarna och omhänderta dessa på annan plats. Täckningar innebär att föroreningarna avskiljs från vattenmassan på ett sådant sätt att spridningen av föroreningar från täckta källområden starkt begränsas. Framförallt spridning med resuspenderat partikulärt material kan begränsas på detta sätt. Täckningar kan också användas för att snabbare återställa recipientområden (ackumulationsbottnar). Vid muddringar tas de förorenade sedimenten upp på land, där de sedan kan behandlas på olika sätt och omhändertas i deponier. Ett alternativ till deponering är nyttiggörande som fyllningsmaterial, vid behov efter stabilisering. Flera olika muddringstekniker finns som är anpassade till muddring av förorenade sediment. 32(48)

10.2.2. Täckning Övertäckningar kan utföras som en jordtäckning eller som en s.k. geltäckning. Den förra metoden innebär utläggning av jordmassor med konventionell grävskopa eller särskilt utformade utläggare. Med användning av en särskilt konstruerad utläggningsutrustning kan täckningen läggas ut i lager med begränsad mäktighet vilket möjliggör täckning även av mycket lösa sediment. Vid arbeten nära stränderna lämpar sig sannolikt utläggning med konventionell skopa bättre. Troligen erfordras en förstärkning med geotextil för att undvika skjuvbrott med åtföljande uppgrumling och omblandning av täckningsmaterial och sediment vid utläggning med skopa. Jordtäckningar kan utföras med gott resultat såväl på erosionsbottnar och transportbottnar som på ackumulationsbottnar. Kornstorleken hos det översta lagret behöver anpassas till förekommande strömmar m.m. så att förekommande erosionskrafter inte medför uttunning av täckningslagret, Vidare måste täckningen dimensioneras för den diffusion av föroreningar som kan ske genom skiktet för det fall avgången med diffusion kan få betydelse. För Valdemarsviken bedöms detta inte vara fallet utan jordtäckningar bedöms vara en fungerande metod. En geltäckning utförs genom spridning i vattenmassan (dock nära botten) av fällningskemikalier och bärarmaterial som flockas och sedimenterar över de förorenade sedimenten. Geltäckningen blir tunn och relativt erosionskänslig och lämpar sig därför enbart för täckning på ackumulationsbottnar. Sannolikt blir geltäckningen mindre effektiv om det finns en påtaglig bioturbation i det område som skall täckas. Geltäckning har veterligen bara använts en gång, vid åtgärder på ackumulationsbottnar i sjön Turingen i Nykvarns kommun. I Turingen användes även jordtäckning av erosions- och transportbottnar vid Turingeåns inlopp i sjön. Efter genomförande av åtgärderna har kvicksilverhalterna i sjön avtagit men någon utvärdering som möjliggör en uppskattning av effektiviteten av enbart geltäckningen har inte utförts. För Valdemarsviken bedöms geltäckning som en möjlig åtgärd för täckning av ackumulationsbottnarna, för att få en snabbare återhämtning av sedimentmiljön i dessa områden. En förutsättning för att detta skall vara meningsfullt är att källområdena (erosions- och transportbottnar) åtgärdas på annat sätt. 10.2.3. Muddring För muddring av förorenade sediment finns fyra principiellt olika metoder som kan tillämpas: - sugmuddring, - grävmuddring, - tryckmuddring, - frysmuddring. Den metod som är vanligast vid muddring av förorenade sediment är sugmuddring med liggande skruv och avskärmat muddringshuvud. Med hjälp av skruven förflyttas sedimenten till en pump som suger upp muddermassorna tillsammans med vatten och pumpar dessa vidare som slurry till land i en rörledning. Pumpning kan normalt ske över stora avstånd (flera kilometer). Vid pumpning över längre sträckor eller stora nivåskillnader kan tryckstegning ske i mellanstationer. Avverkningen sker genom att muddringshuvudet förs fram och åter och hyvlar botten i pallar. Detta kan ske antingen med en rörlig arm som svingas fram och åter medan mudderfarkosten förflyttas i en rak linje eller med en fast arm monterad på ett mudderverk som svingas fram och åter i stråk. Förflyttningen av mudderverket sker med motordrivna vinschar på vajrar förankrade i land. Denna metod har två stora fördelar; dels sker avverkningen skonsamt med minimal partikelspridning, dels blir avverkningskontrollen mycket god med hjälp av modern positioneringsteknik eftersom muddringshuvudet inte behöver lyftas och muddringssnittet blir plant (eller parallellt med botten). Nackdelen med tekniken är att man får en relativt stor inblandning av vatten i sedimenten, vatten som måste avskiljas och renas innan det återförs till sjön. 33(48)

En annan intressant teknik för muddring av förorenade sediment är en sug- och tryckmetod. Metoden liknar sugmuddring i det avseendet att losstagning av sediment sker i ett slutet muddringshuvud och transporteras till en mudderfarkost. Sedimenten förs därefter vidare till land via en ledning. Därmed begränsas grumlingen på samma sätt som vid sugmuddring. En viktig skillnad jämfört med sugmuddring är att någon inblandning av vatten vid avverkning och transport av de förorenade sedimenten inte behövs. I stället trycks de avverkade sedimenten från muddringshuvudet via muddringsfarkosten och vidare till land genom ledningen med stora kolvpumpar. Genom att inblandning av vatten undviks får de muddrade sedimenten en pastaliknande konsistens i stället för den slurry som fås vid sugmuddring. Beroende på transportavstånd kan mellanliggande tryckstegringsstationer fordras. Denna metod har inte ännu provats i Sverige. Grävmuddring kan utföras med traditionella grävmaskiner både från land och från flytande arbetsplattformar. I princip kan alla typer av sediment avverkas, oberoende av typ, fasthet, förekomst av rotfilt etc. Olika typer och storlekar på skopor finns. Med rätt maskinval kan man nå relativt stora djup (storleksordningen 20 m). Grävmaskiner kan även utnyttjas för strandmuddring där åtkomligheten kan vara begränsad och inblandning av sten och block ofta utgör hinder. En nackdel med grävmuddring är grumling och risk för spridning av föroreningar med partiklar som frigörs. För att i någon mån motverka detta har slutna gripskopor utvecklats. Dessa består av två eller flera delar som kan öppnas och slutas med vajrar eller på elektrisk och hydraulisk väg. Förutom risken för grumling utgör också svårigheterna att enkelt kontrollera avverkningen under utförandet en nackdel med grävmuddring i förhållande till sugmuddring eftersom skopan hela tiden behöver lyftas och sänkas medan sugmudderverkets muddringsverktyg hela tiden hålls nedsänkt i avverkningsposition. Detta har dock förbättrats något under senare tid genom användning av differentiell GPS-teknik som medger en snabb positionering med relativt hög noggrannhet och utveckling av skopor som medger att tämligen plana snitt erhålls. Kontrollerbarheten vid avverkning måste dock fortfarande anses vara sämre än för de bästa sugmudderverken. Markfrysning har sedan många år använts för att öka hållfastheten och minska inläckaget av vatten vid schaktning och byggande i jord och berg. Utveckling av denna teknik sker idag för att genom frysning stabilisera och föra bort förorenade sediment. Metoden har hittills endast används i mindre skala. Frysningen och upptagningen av sedimenten nyligen runt det flygplan (DC3) som försvann i Östersjön under spaningsuppdrag den 13 juni 1952, visar att metoden går att använda på stort djup; vattendjupet var vid detta tillfälle cirka 130 meter. Frysmuddring är speciellt lämplig vid svårt förorenade platser samt för muddring av platser som är svåra att nå med stora maskiner. Frysmuddring utförs genom att det förorenade sedimentet fryses i sektioner. Frysningen induceras via en elektrisk driven kylanläggning eller med flytande kväve. En köldbärarvätska leds genom frysceller ned i sedimentet. Fryscellerna kan bestå av plattor eller av rör som sätts eller borras ned i sedimenten. När sedimentet frusit lyfts det i sin stabila frusna form. Stabiliteten gör att endast små mängder förorenade sediment lösgörs till vattenmassan. Frysningsmuddringens främsta fördelar ligger i liten grumling, hög precision, enklare avvattning och flexibel uppställning (frysaggregatet behöver inte placeras omedelbart intill sedimenten). De största nackdelarna ligger i den begränsade kapaciteten och energiåtgången. Man beräknar att 100 kwh per m 3 sediment åtgår för frysning, varav en del dock kan återvinnas genom värmeväxling. 10.2.4. Avvattning av förorenade massor Flertalet muddringsmetoder innebär att de muddrade sedimenten måste avvattnas i viss utsräckning. Även om man väljer en metod som inte innebär inblandning av ytterligare vatten är sedimentens ursprungliga TS-halt så låg att viss avvattning krävs för att dessa skall bli tillräckligt stabila att hantera i en deponi. Hur stora mängder vatten som måste hanteras skiljer sig dock avsevärt mellan muddringsmetoderna. Man kan särskilja tre olika huvudprinciper för avvattning av muddrade sediment: 34(48)

- mekanisk avvattning som utnyttjar maskinell utrustning - passiv avvattning genom sedimentering i bassänger - avvattning i s.k. geotuber De vanligaste utrustningarna för mekanisk avvattning av muddrade sediment är silbandspressar, men även centrifuger används. Silbandpressarna ger oftast ett bättre resultat, kräver mindre energi och är inte lika slitagekänsliga om friktionsmaterial förekommer i sedimenten. Sedimentens egenskaper kan dock ibland medföra svårigheter vid pressning varvid centrifuger måste användas. Före avvattningssteget krävs en föravskiljning av grovmaterial som kan ske med galler samt en station för inblandning av polymer som flockningsmedel. I processen kan även ingå kompletterande förbehandling såsom försedimentering eller cykloner för avskiljning av sand och grus och förtjockare för att öka sedimentens torrsubstanshalt (TS) före slutsteget. Vidare krävs en buffert i form av en utjämningsbassäng så att muddring och avvattning kan ske utan att vara direkt beroende av varandra. Passiv avvattning innebär att sedimentslurryn pumpas till en stor bassäng där sedimenten fås att sedimentera, vanligen med tillsats av polymer som flockningsmedel. Bassängen kan byggas på land och vara helt dränerad, eller som en invallning i vattenområdet. Framför allt dränerade bassänger kan grävas ur och återanvändas för återkommande muddringskampanjer. Denna avvattningsteknik har bl a utnyttjats vid muddringar i Kalmar hamn. Bassänger för passiv avvattning kan också dimensioneras för att utgöra ett slutligt omhändertagande som deponi för de förorenade sedimenten. Avvattning i geotuber kan sägas vara ett mellanting mellan mekanisk och passiv avvattning. Med denna teknik pumpas sedimentslurryn in i stora tuber av geotextil, vilka fungerar som filter. Genom att ett övertryck byggs upp inne i rören pressas vatten ut genom textilväggarna medan sedimenten kvarhålls inne i tuberna. För att underlätta dräneringen kan polymer tillsättas sedimentslurryn som flockningsmedel. Tuberna läggs upp på ett dräneringslager som, genom val av kornstorlek, också kan utgöra ett ytterligare partikelfilter, på ett underliggande tätskikt för uppsamling och slutlig rening av avrinnande vatten. Det vatten som avskiljs i en avvattningsanläggning måste tas om hand och renas innan det återförs till recipienten. Vid muddringar är det oftast tillräckligt med en reningsanläggning som avskiljer suspenderad substans från returvattnet, exempelvis med en konventionell flocknings-, flotations- och sedimenteringsanläggning. Om det frånskilda vattnet efter muddring har höga halter av lösta metaller kan dessa avskiljas med kemisk fällning. 10.2.5. Övrig behandling av förorenade muddermassor för deponering eller användning Eftersom föroreningen i Valdemarsvikens sediment främst utgörs av krom, som är ett grundämne. Är det inte möjligt att destruera föroreningen genom behandling. De behandlingsmöjligheter som finns utöver deponering begränsas därmed till separerings- eller koncentrationsmetoder, alternativt stabilisering. Separering av föroreningar sker vanligen med jordtvätt. Denna metod är anpassad för förorenad jord som domineras av grövre korn (sand och grus) och bedöms inte som lämplig för Valdemarsvikens sediment. De höga kromhalterna innebär dock en möjlighet att utvinna metalliskt krom från massorna i en anrikningsprocess I den inre delen av Valdemarsviken som utgör källområde för spridning är halterna av krom i sedimenten mycket höga. Detta innebär att innehållet av krom också betingar ett relativt stort värde för det fall krom kan utvinnas ur muddermassorna. Marknadspriset på metallen krom kan i dagsläget antas var ca 11 kr/kg. I sedimenten i källområdet är innehållet av krom ca 560 ton vilket betingar ett värde av ca 6 Mkr. Om sedimenten utgjorde ett normalt bergmaterial och transportkostnader, alternativt investeringskostnader för anrikningsverk på platsen, bortses ifrån motsvarar detta ungefär en normal driftkostnad. Eftersom sedimenten har en helt an- 35(48)

norlunda karaktär kommer driftkostnaden sannolikt att bli betydligt högre. Till detta kommer investeringskostnader för ett anrikningsverk som är anpassat för sedimentens karaktär med 50-100 Mkr. Utvinning av metaller ur muddermassorna blir således kostsam. Det är dessutom troligt att de tekniska möjligheterna att utvinna metallerna är begränsade i så måtto att endast delar av metallinnehållet kan utvinnas. Mot bakgrund av detta bedöms inte utvinningsalternativet som realistiskt. Uppkoncentrering genom förbränning bedöms som en möjlig, men inte lämplig metod. Dels innebär förbränning en risk för att krom, som ligger bundet som krom (III) i sedimenten vid en förbränning oxideras till krom (VI) som är både giftigare och mer lättrörligt, dels blir volymsreduktionen begränsad (sedimentens organiska halt är i storleksordningen 15 %) och dels är kostnaderna för en förbränning mycket höga. Stabilisering av typen kemisk fixering tillämpas för att immobilisera föroreningar. För metallföroreningar innebär detta oftast en behandling för att binda metallerna i sulfidform, den form i vilken metaller återfinns i komplexa sulfidmalmer i berggrunden. Sulfiderna är kemiskt stabila och svårlösliga så länge de inte utsätts för syre och kan oxidera. De förorenade sedimenten, där metallerna är bundna i flera olika former, skulle vara teoretiskt möjliga att behandla för att i större utsträckning åstadkomma en sulfidbindning. En sådan behandling bedöms dock som förenad med stora kostnader och knappast som motiverad eftersom krom redan ligger i en förekomstform som innebär att det till största delen är hårt bundet i sedimenten. Trots de höga kromhalterna i sedimenten bedöms inte avgången av krom i löst fas vara något problem i Valdemarsviken, utan spridningen domineras helt av resuspension och spridning i partikulär form. Fysisk stabilisering kan ha två syften. Dels används det som solidifiering för att skapa en större kropp av avfallet för att minska vattengenomströmningen och på det sättet minska utlakningen, dels tillämpas det i syfte att skapa högre hållfasthet och bättre deformationsegenskaper hos lösa massor som annars kan vara svåra att omhänderta i en deponi. Solidifiering innebär vanligtvis också att ett visst mått av kemisk fixering erhålls. En solidifiering De muddrade sedimenten är finkorniga och kan förmodas få en låg hydraulisk konduktivitet och effekten på vattengenomströmningen av en solidifiering blir därmed ganska begränsad. Däremot kan en fysisk stabilisering komma att behövas för att höja hållfastheten och förbättra deformationsegenskaperna, beroende på val av avvattningsmetod och slutligt omhändertagande. En sådan stabilisering kräver en betydligt mindre mängd stabiliseringsmedel och kostnaderna blir överkomliga. Ett alternativt sätt att åstadkomma en hållfasthetshöjning och begränsa framtida sättningar är genom förbelastning, varvid massorna belastas under tillräckligt lång tid för att konsolideringssättningarna skall hinna utbildas. Förbelastningen tas därefter bort och sluttäckningen etableras. Huruvida stabilisering eller annan grundförstärkningsmetod behöver användas är delvis beroende på val av avvattningsmetod och deponeringsförfarande. 10.2.6. Deponering Deponering av muddermassorna kräver en dispens från de s.k. mottagningskriterierna (NFS 2004:10) eftersom den organiska halten i muddermassorna (medelvärde ca 15 %) överstiger gränsvärdet (10 %). Det finns dock möjligheter att erhålla dispens från gränsvärdet under förutsättning att utlakningen av lösta organiska ämnen inte är för hög. I Sverige finns för närvarande endast ett fåtal deponier som har tillstånd att deponera muddermassor som utgör farligt avfall. Transportavstånden till dessa är tämligen långa. I alla åtgärdsaltenativ som innebär muddring kommer volymen muddermassor att vara så stor att en lokal deponi kommer att utgöra ett betydligt mer kostnadseffektivt alternativ. Av denna anledning har en lokaliseringsutredning genomförts för en deponi inom 20 km från Valdemarsviken. Inom sökområdet har totalt sex möjliga platser påträffats. Av dessa bedöms ett område norr om Valdemarsviken (kallat Hemsjön) och ett söder om Valdemarsviken (Grävsätter) som de mest intressanta alternativen. 36(48)

Enligt förordningen 2001:512 om deponering av avfall skall en geologisk barriär underlagra deponin. Med hänsyn till att muddermassorna sannolikt måste placeras i en deponi för farligt avfall ställs kravet på denna högt, för en naturlig barriär skall strömningstiden till närmsta recipient (ytvattenrecipient eller skyddsvärt grundvatten) vara minst 200 år. Detta bedöms inte som möjligt för något lokaliseringsalternativ. I stället kan deponin förses med en konstgjord geologisk barriär som är minst 0,5 m mäktig med mycket högt ställda krav på täthet. Vanligtvis tillverkas en sådan barriär av bentonitblandat stenmjöl (BES) som packas till en hög densitet. Därtill skall deponin förses med en ytterligare bottentätning och en dränering för uppsamling av lakvatten. Bottentätningar utförs oftast av syntetiska geomembraner av typen HDPE med tjocklek 1,5 mm, men det är också tänkbart att lägga ute ett extra lager av BES. När deponeringen är genomförd skall deponin förses med tätskikt och skyddstäckning. För såväl bottentätning som topptätning är dimensioneringskravet att läckaget får uppgå till högst 5 l/m 2 /år. Detta åstadkoms vanligen genom en kombination av tätskikt och dräneringsskikt som säkerställer en effektiv avrinning över detta så att den hydrauliska gradienten begränsas. Med hänsyn till muddermassornas sannolikt begränsade bärighet och låga deformationsmodul bedöms preliminärt att tätskiktet behöver utföras som en s.k. komposittätning bestående dels av ett lergeomembran (bentonitmatta), dels av ett syntetiskt geomembran. På dessa tätskikt läggs först ett skyddsskikt som skall förhindra penetrationsskador men också vara tillräckligt finkornigt för att kvarhålla bentonitleran i lergeomembranet även efter det att de geotextiler som ingår har förlorat sin funktion. Därefter läggs en dränering, ett materialskiljande lager av jord och slutligen en skyddstäckning. Kornstorlekar och lagermäktigheter dimensioneras så att kravet på infiltrationsbegränsning kan tillgodoses även i ett långt tidsperspektiv (simuleras genom att omfattande skador, åldringseffekter, antas ha uppkommit på det syntetiska geomembranet). För att tätskikten skall vara tillräckligt skyddade bör den sammanlagda mäktigheten hos de lager som ligger över dessa vara minst 1,5 m. 10.2.7. Nyttiggörande av muddermassor för fyllningsändamål Det är också tänkbart att använda muddermassorna som fyllning, t.ex. vid planerade utbyggnader i Valdemarsviken. Ett sådant nyttiggörande omfattas inte av förordningen om deponering av avfall och därmed inte heller av Naturvårdverkets föreskrifter för mottagning av avfall vid deponier. Fyllningen prövas enbart enligt miljöbalkens regler. Ett nyttiggörande som fyllning under vatten i viken innebär att det område som skall fyllas ut förts måste vallas in. För en sådan invallning kommer sannolikt relativt stora volymer annat material (sprängsten och naturgrus eller bergkross) att erfordras. Skjuvhållfastheten i de övre jordlagren (gyttja och lera) är låg och en avsevärd nedpressningseffekt kommer att erhållas. Det bedöms också att invallningen kommer att behöva förses med en utanförliggande stödfyllning för att stabilitetsförhållandena inte skall äventyras när uppfyllning bakom vallen utförs. Ett lämpligt material att utföra invallningen med är en månggraderad morän. En homogen vall av sådan morän skulle fungera som ett effektivt partikelfilter som förhindrar uttransport av förorenade sediment. Denna vall skulle också förhindra in- och uttransport av vatten vid förändringar av vattenståndet i Valdemarsviken. Denna effekt har dock underordnad betydelse eftersom sedimenten får en mycket låg hydraulisk konduktivitet som i sig effektivt skulle förhindra vattenomsättning i fyllningen. Om en lämplig morän inte påträffas kan invallningen byggas upp av t.ex. sprängsten med ett invändigt filter av krossmaterial eller naturgrus och en utvändig beklädnad för vegetationsetablering. Även denna utformning kan fungera bra. Det ställs dock höga krav på filterfunktionen vilken sannolikt måste lösas med en flerskiktskonstruktion. Innanför invallningen kan muddermassor fyllas, vid sug- eller tryckmuddring antingen genom direkt inpumpning eller efter mekanisk avvattning. Samtidigt med fyllningen tillåts vatten brädda från det invallade området. Bräddvattnet tas om hand och renas. Efter uppfyllning lämnas fyllningen för en tids konsolidering, varefter ett lager sand fylls på, ytterligare konsolidering inväntas och slutligen massor- 37(48)

na stabiliseras genom inblandning av lämpligt stabiliseringsmedel på samma sätt som vid grundförstärkning av organisk jord vid vägbyggnad och anläggningsverksamhet Stabiliseringen dimensioneras efter laboratorieundersökningar av effekten, så att inga, med hänsyn till fyllningens användningsområde, skadliga sättningar uppkommer och så att stabilitetsförhållandena blir betryggande. En fyllning bör dimensioneras och utformas så att de stabiliserade muddermassorna efter konsolidering i sin helhet ligger under nivån vid lågvatten. Därigenom undviks nederbördsinfiltration och vattenomsättningen begränsas till den mängd grundvatten som kan strömma in och ut ur fyllningen. Med en lämplig geometrisk utformning kan höga hydrauliska gradienter undvikas. Detta i kombination med den låga hydrauliska konduktiviteten hos sedimenten medför att lakvattenbildningen kan begränsas minst i samma utsträckning som i en deponi. Eftersom krom i sedimenten dessutom föreligger i en form som inte är särskilt mobil bedöms ett nyttiggörande i denna typ av fyllning som gynnsam ur miljösynvinkel. En annan möjlighet är att använda stabiliserade muddermassor som fyllning för terrassering av deponier. I detta fall får stabiliseringen dimensioners med hänsyn till vilken styvhet som måste uppnås i terrasseringslagret. Detta beror i sin tur på vilka sättningar (egentligen differenssättningar, d.v.s. skillnaden i sättningens storlek mellan närliggande punkter) som kan accepteras. 10.3. Åtgärdsförslag för de olika ambitionsnivåerna 10.3.1. Administrativa styrmedel Nivå 1 Om inga fysiska åtgärder vidtas kan administrativa styrmedel vara ett sätt att säkerställa att kunskapen om de förorenade sedimenten vidmakthålls och att inga ingrepp vidtas i vattenområdet som kan förvärra situationen. Det område som främst är aktuellt att omfattas av sådana restriktioner är den inre delen av viken. Detta för att de mest förorenade sedimenten finns här och att vattendjupen är begränsade vilket innebär att spridningen från detta område är stor och att ingrepp här kan få stora konsekvenser för spridningen. Det är även i detta område som det finns störst risk för ingrepp som kan påverka spridningen, t.ex. vid underhållsmuddringar eller framtida utbyggnader i hamnen. De restriktioner som främst kan bli aktuella är reglering av båttrafiken. Mätningar av resuspension och föroreningsspridning i samband med angöring av större båtar har visat att sådan båttrafik avsevärt kan bidra till spridningen av föroreningar. I övrigt behövs regler för skyddsåtgärder som bör vidtas i samband med muddringar och utbyggnader i hamnen, dels för att förhindra spridning av föroreningar i samband med sådana åtgärder, dels för att säkerställa att muddermassor etc. som utgör farligt avfall omhändertas på rätt sätt. Det styrmedel som ligger närmast till hands är att länsstyrelsen förklarar området som ett miljöriskområde enligt 10 kapitlet i Miljöbalken och kopplat till detta utfärdar restriktioner som reglerar vilken verksamhet som får bedrivas inom området och hur detta får utnyttjas. Detta ger området ett starkt skydd mot ingrepp som kan förvärra situationen. En annan möjlighet är att användningen av området regleras i kommunens detaljplan. Det skydd som detta ger är inte lika starkt eftersom en detaljplan relativt lätt kan ändras i framtiden. Administrativa styrmedel kan också bli aktuella som komplement till fysiska åtgärder, t.ex. restriktioner beträffande framtida vattenarbeten i områden som inte omfattas av åtgärder eller i områden där förorenade sediment efterbehandlas med täckning. 10.3.2. Åtgärder i hamnområdet inklusive fyllningen vid Grännas Nivå 2 Den lägsta nivån som omfattar fysiska åtgärder och bedöms ge varaktiga effekter utan att restriktioner behöver tillgripas är åtgärder mot de förorenade sedimenten i hamnen samt utfyllnaden vid Grännäs. De områden som ingår i detta förslag framgår av figur 11. 38(48)

För förorenade sediment finns i princip två olika åtgärdsmetoder, dels muddring med efterföljande omhändertagande av de förorenade sedimenten, dels täckning. Muddring innebär att föroreningskällan avlägsnas medan täckning innebär att den isoleras från vattenpelaren. I hamnen är vattendjupen begränsade och täckning av sedimenten här bedöms inte som lämplig med hänsyn både till att konflikter kan uppstå med båttrafik m.m. och att täckningen kan påverkas av denna (erosion). För denna åtgärdsnivå bedöms således muddring som den mest ändamålsenliga åtgärden. Figur 11. Omfattning av muddringsåtgärder på ambitionsnivå2 (inom blå begränsningslinje). Det röda området utgör hela källområdet för spridning. Stabilitetsförhållandena för strandområdena längs Valdemarsviken är ofta otillfredsställande där de ytliga jordlagren utgörs av gyttja och/eller lera. En muddring nära sådana strandområden innebär att stabilitetsförhållandena försämras ytterligare. Längs dessa områden måste åtgärderna anpassas så att stabilitetsförhållandena inte försämras. I första hand görs detta genom att muddringen längs dessa stränder byts ut mot täckning med sand och grus på en armering av geotextil. I de områden där täckning skulle innebära för stora intrång på vattendjupet eller av andra skäl inte kan utföras görs återfyllning efter muddring för att säkra stabiliteten. Även i Valdemarsviks hamn återfinns en sträcka med otillfredsställande stabilitetsförhållanden. För att möjliggöra muddring längs denna kaj behöver en mer omfattande grundförstärkning utföras. Genom att de grundaste områdena åtgärdas, där resuspensionen är som störst och de mest förorenade sedimenten återfinns, bedöms spridningen kunna minskas avsevärt även om muddringen begränsas till en mindre del (ca 20 %) av källområdet. Av de sedimentprover som tagits återfinns ca 45 % av de profiler som är tydligt störda (påverkade av resuspension) inom detta område samtidigt som drygt 300 ton eller 50-60 % av den totala mängden krom inom källområdet åtgärdas. Sammantaget bedöms att spridningen av krom kommer att minska med ca 50 % om detta alternativ genomförs. 39(48)

Detta alternativ bedöms därutöver medföra att ca 18 kg kvicksilver, motsvarande drygt 50 % av den totala kvicksilverföroreningen inom källområdet, avlägsnas. En nackdel med att åtgärda endast en begränsad del av källområdet är att det åtgärdade området på lång sikt sannolikt kommer att återkontamineras till följd av spridning från den del av källområdet som inte muddras. Kromhalterna i ytsedimenten inom det åtgärdade området bedöms dock inte kunna bli högre än 1 000 mg/kg TS, d.v.s mindre än 10 % av dagens haltnivåer. Muddring av detta område innebär att ca 88 000 m 3 sediment muddras inom en yta av knappt 90 000 m 2. De muddrade sedimenten kan antingen nyttiggöras i en planerad fyllning i Grännäsfjärden, vilket innebär att ytterligare förorenade sediment åtgärdas genom täckning, eller omhändertas i en lokal deponi, se avsnitt 10.3.6. I åtgärdsförslaget ingår även bortgrävning av fyllningen vid Grännäs för vilken skredrisken är påtaglig. Volymen av denna är begränsad i förhållande till muddringsvolymen och de bortgrävda massorna kan omhändertas på samma sätt som muddrade sediment efter bortsortering av fraktioner som trä, skrot, större sten och block vilka bör omhändertas på annat sätt. Efter bortgrävning utförs viss återfyllning som kan behövas med hänsyn till strandlinjens utformning och den befintliga cykelvägens fortbestånd. 10.3.3. Utökade åtgärder i inre viken Nivå 3 Detta alternativ omfattar i princip samma åtgärder som åtgärderna på nivå 2 men med en utökad omfattning av muddringsåtgärderna. Den yta som berörs är ca 132 000 m 2 och den förorenade sedimentvolymen uppskattas till ca 115 000 m 3. Inom den yta som omfattas av åtgärderna återfinns knappt 70 % av de sedimentprofiler som visar tydlig påverkan av resuspension. Denna åtgärd omfattar ca 370 ton eller 65-70 % av den totala mängden krom inom källområdet. Den pågående spridningen av krom bedöms minska med ca 70 % om dessa åtgärder genomförs. Skredrisken för den förorenade fyllningen vid Grännäs elimineras i detta alternativ liksom i föregående alternativ. Även i detta alternativ förekommer en viss risk för återkontaminering av de sanerade ytorna eftersom hela källområdet inte åtgärdas. Man måste därför räkna med att kromhalterna i ytsedimenten kommer att öka igen efter muddringen. Ökningen blir dock mindre än vid val av alternativ 2 och halterna i ytsediment bör följaktligen inte bli mer än några procent av de som idag förekommer. Samma teknik och metoder som för åtgärderna på nivå 2 föreslås. Det är i och för sig möjligt att förse den yta som tillkommer i detta alternativ med en täckning med friktionsmaterial (sand och grus) utlagd på en armerande geotextil i stället för att muddra de tillkommande sedimenten. Detta bedöms dock som ett mindre säkert alternativ. De sediment som skall täckas är mycket lösa vilket ställer stora krav på val av metoder och utförande för att skjuvbrott ( skred ) skall förhindras vid utläggning av täckningen. Tekniken är oprövad i Sverige även om det finns exempel på framgångsrik täckning av lösa sediment på andra platser (hamnen i Hamburg, pilotförsök i på ett par platser i Norge). Åtminstone i Tyskland finns särskild utrustning utvecklad för utläggning av täckningar i tunna skikt vilket möjliggör täckning av mycket lösa sediment. Täckningen måste vara kvalificerad med hänsyn till området idag är utsatt för erosion (resuspension) och därmed blir kostnaden relativt hög, uppskattningsvis i samma storleksordning som för muddring. Under alla omständigheter bedöms det som nödvändigt att utnyttja täckning längs de strandområden som uppvisar otillfredsställande stabilitetsförhållanden idag, och där stabilitetesförhållandena skulle förvärras genom muddring. Detta måste särskilt beaktas i projekteringen av åtgärderna, se avsnitt 10.3.2. 40(48)

Figur 12. Omfattning av åtgärder på ambitionsnivå 3 (inom blå begränsningslinje). Det rödmarkerade området utgör hela källområdet för spridning. 10.3.4. Åtgärder i hela källområdet inklusive Grännäsfjärden Nivå 4 Denna ambitionsnivå innebär att åtgärderna utökas till att omfatta hela källområdet för spridning av krom. Området omfattar en yta av totalt ca 350 000 m 2 och en bedömd volym om ca 211 000 m 3 förorenade sediment. Med denna omfattning åtgärdas ca 95 % av de ytor där sedimentprofilerna visar tecken på att vara utsatta för resuspension och 550-600 ton krom. Skredrisken för den förorenade fyllningen vid Grännäs elimineras i detta alternativ liksom i föregående alternativ. Genom att hela källområdet åtgärdas i detta alternativ bedöms risken för återkontaminering som liten. I stället bedöms de förorenade ytor som återfinns på större djup (ackumulationsbottnar) på lång sikt komma att återfå mer naturliga förhållanden till följd av översedimentering med sediment som inte är förorenade. Preliminärt föreslås att hela den förorenade sedimentvolymen muddras i sin helhet. För t.ex. konventionella sugmudderverk utrustade för muddring av förorenade sediment är det möjligt att muddra på de vattendjup som det här är frågan om. Eventuellt kan de i Sverige befintliga mudderverken behöva kompletteras med en förlängd arm, något beroende på var den slutliga gränsen för muddring väljs. Större mudderverk klarar större djup och kan utrustas med mudderhuvuden anpassade för muddring av förorenade sediment. 41(48)

Figur 13. Åtgärderna vid tillämpning av ambitionsnivå 4 omfattar hela källområdet (rödmarkerat). Vid val av denna åtgärd bör det i projekteringsskedet närmare utredas om täckning kan tillämpas för delar av det förorenade området. Eftersom vattendjupen på den yta som tillkommer i förhållande till föregående alternativ är större kan lägre krav på täckningens erosionsbeständighet ställas. Det innebär att täckningar kan utföras med finkornigare material, vilket minskar risken för skjuvbrott ( skred ) i samband med utläggningen. Dock visar undersökningarna att resuspension förekommer även inom detta område och täckningsmaterialet måste vara erosionsbeständigt vid de strömhastigheter som förekommer. Vid val av åtgärd i strandområdena måste också stabilitetsförhållande beaktas, som påpekats tidigare. 10.3.5. Åtgärder i hela viken Nivå 5 Den högsta ambitionsnivån innebär att förorenade sediment i hela viken åtgärdas vilket innebär att en snabbare återhämtning av sedimentmiljön erhålls i hela viken. Eftersom förorenade sediment är utbredda och återfinns över en stor yta, ca 1,5 km 2, och de förorenade sedimentvolymerna är stora, ca 800 000 m 3, innebär detta alternativ också omfattande och kostnadskrävande åtgärder. För detta alternativ föreslås att efterbehandlingen av ackumulationsbottnarna, d.v.s. i stort sett samtliga ytor som tillkommer utöver åtgärderna på ambitionsnivå 4, utförs som täckning och inte muddring. Orsakerna till detta är dels att vattendjupen bitvis är stora vilket försvårar muddring, dels att kraven på täckningens erosionsbeständighet kan ställas betydligt lägre på ackumulationsbottnarna än på erosions- och transportbottnarna vilket möjliggör att enklare täckningar kan användas, med lägre kostnader som följd. En intressant teknik i detta sammanhang är den typ av geltäckning som användes vid efterbehandling av sjön Turingen. Uppföljningarna av detta objekt får utvisa om denna typ av täckning lämpar sig för Valdemarsviken. Det bedöms också som möjligt att utnyttja spridare som kan sprida 42(48)

sand eller silt i vattenmassan på ett visst avstånd över botten på ett sådant sätt att en jämn sedimentering erhålls. Genom att upprepa detta förfarande flera gånger bedöms att en täckning kan läggas ut till en rimlig kostnad. Detaljavgränsningen mellan de områden som täcks och de som muddras bör utredas i projekteringsskedet. Vissa delar av de tillkommande ytorna i detta alternativ kan behöva muddras p.g.a. att vattendjupen är små närmare stränderna, alternativt krävs täckning med bättre erosionsbeständighet. Vid denna utredning måste också strandområdenas stabilitetsförhållanden beaktas innan slutlig åtgärd väljs, precis som i föregående alternativ. Även om täckningskostnaderna kan begränsas innebär de stora ytor som måste täckas ändå relativt höga kostnader. Totalkostnaden för en åtgärd som kombinerar muddring av källområdena med en täckning av djupområdena bedöms till i storleksordningen 250-300 Mkr. Bedömningen måste tills vidare betraktas som relativt osäker eftersom lämplig teknik för täckning behöver utredas vidare. 10.3.6. Omhändertagande av muddrade sediment De muddermassor som behöver omhändertas är finkorniga (gyttja och lera) och kan förutsättas ha relativt låg TS-halt. De utmärks vidare av extremt höga kromhalter. Med hänsyn till dessa bör massorna klassificeras som farligt avfall enligt RVF:s bedömningsgrunder för förorenade massor (RVF Utveckling 2:09). Eftersom föroreningen i Valdemarsvikens sediment främst utgörs av krom, som är ett grundämne. Är det inte möjligt att destruera föroreningen genom behandling. De behandlingsmöjligheter som finns utöver deponering begränsas därmed till separerings- eller koncentrationsmetoder, alternativt stabilisering. Separering av föroreningar sker vanligen med jordtvätt. Denna metod är anpassad för förorenad jord som domineras av grövre korn (sand och grus) och bedöms inte som lämplig för Valdemarsvikens sediment. Uppkoncentrering genom förbränning bedöms som en möjlig, men inte lämplig metod. Dels innebär förbränning en risk för att krom, som ligger bundet som krom (III) i sedimenten vid en förbränning oxideras till krom (VI) som är både giftigare och mer lättrörligt, dels blir volymsreduktionen begränsad (sedimentens organiska halt är i storleksordningen 15 %) och dels är kostnaderna för en förbränning mycket höga. Slutligen bedöms inte stabilisering (kemisk fixering) som en motiverad åtgärd ur miljöskyddssynpunkt eftersom krom redan ligger i en förekomstform som innebär att det till största delen är hårt bundet i sedimenten. Med hänsyn till detta bedöms det som mest lämpligt att omhänderta muddermassorna i en specialdeponi (monocell). Med hänsyn till resultaten från den genomförda grundläggande karaktäriseringen av muddermassorna, är det tillräckligt om denna dimensioneras för att uppfylla kraven för deponering av icke-farligt avfall. Alternativt kan massorna nyttiggöras på ett sätt som medför att föroreningen immobiliseras på motsvarande sätt. En översiktlig lokaliseringsutredning för en specialdeponi för muddermassor inom Valdemarsviks kommun har genomförts. Av de totalt sex möjliga platser som identifierades finns de två som bedömdes som mest intressanta vid en sammanvägd bedömning på ca 1,5 km respektive ca 3 km avstånd från eventuella muddringsområden i Valdemarsviken, se figur 15. Vilket av detta som är det bästa alternativet får avgöras efter detaljerade undersökningar i samband med en projektering. 43(48)

Figur 15. Två tänkbara deponeringsområden i närheten av Valdemarsviken och ett möjligt fyllningsområde i där massorna kan nyttiggöras i viken. Med hänsyn till Valdemarsviks kommuns utbyggnadsplaner finns också möjligheten att nyttiggöra de deponerade massorna som fyllning i Valdemarsviken. Ett sådant objekt där hela den muddrade volymen (vid muddring av hela eller delar av källområdet) kan nyttiggöras är ett planerat fyllningsområde i Grännäsfjärden, se figur 15. Vid ett sådant nyttiggörande anläggs först en invallning med invändig tätning. Muddermassorna fylls inom det invallade området samtidigt som undanträngt vatten tas om hand och renas. Efter det att muddermassorna fyllts täcks dessa med sand eller annat lämpligt friktionsmaterial och får konsolidera under en tid. Konsolideringsprocessen innebär att vatten trängs undan. Detta vatten får passera ett filter och kontrolleras. Därefter utförs stabilisering av fyllningen på samma sätt som vid stabilisering av organisk jord i anläggningssammanhang. Efter det att denna process är avslutad skall hela fyllningen ligga under vatten vilket förhindrar direkt infiltration av nederbörd. Eftersom sedimenten är finkorniga och täta och gradienterna små kommer genomströmningen av grundvatten att bli mycket liten. Invallningen dimensioneras dessutom så att varierande vattenstånd i Valdemarsviken inte kan påverka vattenomsättningen. Med denna utformning bedöms den framtida utlakningen av föroreningar från muddermassorna i fyllningen bli avsevärt mindre än om de omhändertas i en deponi. Dock behöver hänsyn tas till en förmodad framtida landhöjning vid dimensioneringen. Alternativet deponering kräver en dispens från de s.k. mottagningskriterierna (NFS 2004:10) eftersom den organiska halten i muddermassorna (medelvärde ca 15 %) överstiger gränsvärdet (10 %). Det finns dock möjligheter att erhålla dispens från gränsvärdet under förutsättning att utlakningen av lösta organiska ämnen inte är för hög. Ett nyttiggörande omfattas inte av dessa föreskrifter utan fyllningen prövas enbart enligt miljöbalkens regler. Med hänsyn till att avancerade skyddskonstruktioner krävs såväl vid nyttiggörande som fyllning som vid omhändertagande i en deponi bedöms skillnaden i kostnad mellan omhändertagandealternativen som liten. För en deponi bedöms preliminärt att en konstgjord geologisk barriär behöver anläggas, liksom bottentätning och bottendränering, även om deponin kommer att sluttäckas på kort tid. Med hänsyn till det långsiktiga tidsperspektivet bedöms sluttäckningen som den viktigaste konstruktionen eftersom den dimensionerar den framtida utlakningen av föroreningar. Preliminärt föreslås att denna ut- 44(48)