Söderhamns kommun. Stugsund f.d. impregnering PM MILJÖTEKNISK MARKUTREDNING Uppdrag nr: WSP Environmental

Söderhamns kommun Stugsund f.d. impregnering PM MILJÖTEKNISK MARKUTREDNING 2007-11-27 Uppdrag nr: 10083246 WSP Environmental

Uppdragsnr: 10083246 2 (111) PM MILJÖTEKNISK MARKUTREDNING Stugsunds f.d. impregnering, Söderhamns kommun. Uppdrag nr 10083246 Kund Söderhamns kommun Kultur och Samhällsutvecklingsförvaltningen Västra Storgatan 16-18 826 80 SÖDERHAMN Konsult WSP Environmental Mark och Vatten 121 88 Stockholm-Globen Besök: Arenavägen 7 Tel: 08-688 60 00 Fax: 08-688 69 22 WSP Sverige AB Org nr: 556057-4880 Styrelsens säte: Stockholm www.wspgroup.se Kontaktpersoner WSP Marie Arnér 08-688 64 03 marie.arner@wspgroup.se Elisabeth Österberg Biträdande uppdragsansvarig (tom 2007-07-31) Teknikansvariga WSP Mats Granström Geoteknik 026-54 38 28 mats.granstrom@wspgroup.se Benny Jonsson Databas 026-54 38 35 benny.jonsson@wspgroup.se Ann Helén Österås Gustaf Sjölund Fördjupad riskbedömning Uppdragsansvarig Åtgärdsutredning 08-688 67 38 ann-helen.osteras@wspgroup.se 090-70 34 23 gustaf.sjolund@wspgroup.se

Uppdragsnr: 10083246 3 (111) PM MILJÖTEKNISK MARKUTREDNING Stugsund f.d. impregnering, Söderhamns kommun. Sammanfattning WSP Environmental har på uppdrag av Söderhamns kommun utfört en huvudstudie av Stugsund f.d. impregnering. Inom det ca fem hektar stora undersökningsområdet har impregnering och lagring av impregnerat virke bedrivits under ca 65 år. Impregneringen har utförts med kreosot (1937-1997) och med CCA-medel (1972 2002). Impregneringsområdet ligger ca 3 km öster om centrala Söderhamn och avgränsas i norr av Söderhamnsfjärden. Söderhamns kommuns övergripande åtgärdsmål är att åtgärder vidtas på ett sådant sätt att området kan nyttjas av kommande generationer utan risk att föroreningarna påverkar hälsan och vattenmiljön eller sprids vidare i fjärden. Saneringsåtgärden och områdets användning ska samplaneras så att ett kostnadseffektivt alternativ som möjliggör bostäder väljs. Föroreningssituationen Förorening har konstaterats i mark, sediment och grundvatten. Föroreningarna består främst av polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och arsenik, men krom, koppar och oljekolväten förekommer ställvis i den förorenade fyllningen inom landområdet. Kisaska, som har använts som utfyllnad inom delar av området, bidrar till förekomsten av tungmetaller. Föroreningarna förekommer enskilt eller tillsammans och utbredningen är heterogen. De högsta halterna av arsenik och PAH har påträffats i anslutning till tidigare uppställningsplats för det mobila kreosotimpregneringsverket och den stationära CCAanläggningen. Höga halter av arsenik och PAH har påträffats vid området där det stationära kreosotimpregneringsverket var beläget samt i centrala och östra delarna av lagringsområdet på Stugsundsudden. I de västra delarna av udden är föroreningshalterna lägre. Fyllningen beräknas innehålla ca 9 ton arsenik och 15-20 ton PAHföreningar. Sedimenten i Söderhamnsfjärden är påverkade jämfört med nationella och regionala bakgrundshalter. Detta gäller särskilt PAH-föreningar som förekommer i fri fas och mycket höga halter i anslutning till CCA-impregneringen. Höga halter förekommer också i anslutning till den rivna cisternen för kreosotlagring och norr om den tidigare stationära kreosotanläggningen. De mest förorenade områdena utgör sammanlagt en area av ca 5 000-6 000 m 2 och beräknas innehålla cirka ett ton PAH-föreningar. De högsta föroreningshalterna har påträffats på sedimentnivåer som motsvarar tiden för CCA- och kreosotimpregnering. Lägre uppmätta halter i ytligt sediment tyder på en minskad belastning under senare år. Transport och spridning Arsenik, PAH-föreningar, tungmetaller och i vissa fall oljekolväten har uppmätts i grundvatten och visar en pågående transport mot Söderhamnsfjärden. Transporten av föroreningar till recipienten bedöms i dagsläget som relativt blygsam, men kommer med tanke på de stora föroreningsmängderna att fortgå under mycket lång tid om inga åtgärder vidtas. I dagsläget överlagras sediment i det närliggande påverkansområdet av

Uppdragsnr: 10083246 4 (111) sediment med lägre föroreningshalter. Det innebär att om belastningen inte ökar och sedimentationsförhållandena inte förändras, kommer de bottenlevande organismernas exponering att minska successivt även om inga åtgärder vidtas inom landområdet. På grund av kajernas dåliga skick finns i dagsläget en stor rasrisk, särskilt i uddens norra och östra delar. Inom dessa områden finns fyllningsmaterial med höga föroreningshalter. Ras kan därmed leda till stor spridning av föreningar till Söderhamnsfjärden. Högre vattenflöden, mer frekventa extrema vädersituationer samt ökad eller förändrad båttrafik kan öka den partikulära spridningen av djupare liggande föroreningar och motverka den fortsatta överlagringen med mindre förorenade partiklar. Muddring och arbeten i strandlinjen kan inom vissa delar av undersökningsområdet medföra en stor risk för föroreningsspridning. Skyddsobjekt Hälsa Människor vistas i dagsläget tillfälligtvis inom området. Exponering kan ske via inandning av damm, intag av jord och hudkontakt. De ytligt förekommande föroreningarna, särskilt arsenik och PAH-föreningar, kan medföra hälsorisker på kort och lång sikt. Detta medför att ett behov av riskreducerande åtgärder finns med dagens områdesutnyttjande. Förändrat områdesutnyttjande som ökar vistelsetider och antalet exponeringsvägar medför större risker och ett ytterligare behov av riskreduktion. Arsenikhalter över bedömt akuttoxiska nivåer har påträffats i ytlig jord. De beräknade acceptabla riktvärdena visar att uppmätta halter av framför allt arsenik samt cancerogena och övriga PAH kan medföra risker på lång sikt för människor som bor eller vistas inom området. Inom de begränsade sedimentområden där PAH-föreningar förekommer i mycket höga halter eller i fri fas kan risk för hälsa inte uteslutas vid upprepad hudkontakt eller ofrivilligt intag av sediment. Olägenheter i form av stark lukt och påtagliga synliga tecken på föroreningar kan förekomma i koncentrationer under de nivåer som utgör en hälsorisk. Uppmätta halter av arsenik och metaller bedöms utgöra en låg risk för negativa hälsoeffekter. Vid en utveckling av området för rekreations- eller bostadsändamål, ökar sannolikheten för kontakt med föroreningar i sedimenten. Teoretiskt beräknade och uppmätta halter av föroreningar i ytvatten är låga och bedöms inte utgöra en risk vid bad med eventuella kallsupar nu eller i framtiden. Miljö inom området De höga föroreningshalterna inom området, i kombination med fyllnadsmaterialets låga organiska halt och dåliga vattenhållande egenskaper, gör att förutsättningarna för flora och fauna är dåliga. Miljöns skyddsvärde inom industriområdet bedöms som lågt. Det kan inte uteslutas att de höga halterna i jord och sediment kan medföra en risk för djur som tillfälligt vistas inom området. Vid en utveckling av området kommer högre krav att ställas på förutsättningarna för etablering av växtlighet och markfauna. Reduktion av föroreningshalterna och tillförsel av jord med mer fördelaktiga vatten- och näringsegenskaper erfordras. Miljö i omgivningarna Uppmätta halter i Söderhamnsfjärdens sediment, från Flaket i väster till Sandarne i öst, tyder på att fjärden är belastad och att halterna ligger över nationella bakgrundshalter för sediment. De utförda testerna på sediment av olika föroreningsgrad från

Uppdragsnr: 10083246 5 (111) Söderhamnsfjärden och en bottenfaunaundersökning visar att risker för sedimentlevande organismer inte kan uteslutas då föroreningshalter i sediment överskrider ca 50 mg PAH16/kg TS. Några till måttliga störningar har påvisats i intervallet upp till ca 400 mg PAH 16/kg TS. Uppmätta halter av arsenik och metaller bedöms utgöra en låg risk. Miljörisker kopplade till uppmätta och beräknade halter i ytvatten bedöms som små, men lokala miljöeffekter i nära anslutning till impregneringsområdet inte kan uteslutas. Behov av riskreduktion Inom landområdet finns behov av att reducera föroreningshalterna i fyllning ned till ca 2 m för att reducera miljö- och hälsorisker på kort och lång sikt. Det finns även behov av att minska riskerna för ras och skred i strandnära områden för att reducera spridningsrisken. Beräknade platsspecifika acceptabla resthalter föreslås som mätbara åtgärdsmål. Den resulterande källtermsreduktionen leder till att den redan i dagsläget låga belastningen sjunker och särskilda mätbara åtgärdsmål för uppföljning av den långsiktiga belastningen på recipienten bedöms inte relevant. WSPs sammanvägda bedömning är att det föreligger ett åtgärdsbehov för att reducera kort och långsiktiga miljörisker i områden där föroreningshalterna i sediment överskrider cirka 50 mg PAH 16/kg TS. Om detta mål, i kombination med åtgärder som reducerar föroreningskoncentrationerna och mängderna inom landområdet, uppfylls bedöms riskerna för människors hälsa att vara försumbara och framtida miljörisker kopplade till händelser som ökar den partikulära spridningen vara kraftigt reducerade. Åtgärdsalternativ Ett antal åtgärdsalternativ baserade på kombinationer av nedan grundläggande tekniker har utretts närmare. Vissa åtgärdsalternativ eller tekniker har sorterats bort då de inte uppfyller Söderhamns kommuns eller andra grundförutsättningar. Alternativ som studerats närmare är Urgrävning med påföljande gallring/siktning samt omhändertagande av förorenade massor på extern anläggning. Massor med måttliga föroreningsnivåer kan utnyttjas som täckmassor. De med högre föroreningsnivåer behandlas med jordtvätt på extern anläggning. De renade massorna nyttjas som täckmassor och de mest förorenade (inklusive högkontaminerade rester från jordtvätt) deponeras som farligt avfall. Urgrävning och behandling enligt ovan men med skillnaden att jordtvätt utförs med jordtvättsanläggning som etableras på platsen. Övertäckning i syfte att minska risken för direktexponering. För varje alternativ har scenariot efterbehandling för nyttjande som bostadsmark respektive rekreationsmark samt med eller utan åtgärd av djupt liggande massor i ett delområde utretts. Detta innebär totalt 14 åtgärdsalternativ. Därutöver har två åtgärdsalterantiv med olika ambitionsnivåer avseende kvarlämnade föroreningshalter i sediment utretts. De innefattar grävmuddring innanför tätskärm, avvattning och deponering av förorenade massor. Riskvärdering och mätbara åtgärdsmål För att slutligen kunna välja en lämplig åtgärd har en riskvärdering utförts, det vill säga en sammanvägning av miljö- och hälsorisker, tekniska och ekonomiska aspekter samt allmänna och enskilda intressen för de alternativ som åtgärdsutredningen visat är

Uppdragsnr: 10083246 6 (111) lämpliga. Samtliga åtgärdsalternativ förutom nollalternativet och det minst omfattande sedimentalternativet bedöms uppfylla Söderhamns kommuns övergripande åtgärdsmål. Urschaktningsalterantiv som inte innefattar schakt under grundvattenytan bedöms utgöra tekniskt beprövade alternativ som leder till en stor källtermsreduktion med måttliga risker under åtgärdsfasen. Alternativen med djupare schakt inom delområdet i anslutning till platsen för CCA-impregneringen leder till en något högre källtermsreduktion av framför allt PAH-föroreningar. Schakt under vattenytan kräver mer omfattande skyddsåtgärder för att reducera risken för omgivningspåverkan under åtgärd samt innebär större tekniska risker. Skyddsåtgärder för att minska dessa risker (spont, tätskärmar, hantering av vatten) är dock beprövade. Om tekniskt och tillståndsmässigt möjligt är jordtvätt av massor inom området (eller i närområdet) mer fördelaktigt än transport med tvätt på behandlingsanläggning. Tvätt inom området medför ett mindre transportbehov och en större återanvändning av massor inom området. Behovet av jungfruliga återfyllnadsmassor blir därmed mindre. Anmälan och tillstånd krävs för jordtvättningsprocessen respektive muddring, vilket kan leda till längre tid för igångsättande Kostnaden för urschaktningsalternativen för att erhålla den riskreduktion som erfordras för ett framtida nyttjande av området för rekreationsändamål uppgår till ca 43 till 48 Mkr. Den högre kostnaden avser jordtvätt på extern anläggning och den lägre kostnaden jordtvätt inom området. Merkostnaden för att ytterligare reducera föroreningsmängder på större djup inom ett delområde är ca 7 till 8 Mkr. Sanering som leder till att området utan restriktioner kan användas som bostadsområde efter sanering leder till en ca 20 % högre kostnad (ca 10 Mkr). Kostnad för det mer ambitiösa åtgärdsalterantivet avseende sediment uppgår till ca 7,5 Mkr. Kommunen anser att urschaktningsalternativ som uppfyller krav för rekreation, i kombination med sanering av sediment enligt det mest ambitiösa alternativet, leder till en hög riskreduktion med tekniskt väl beprövade metoder. Schakt på större djup inom delområde 2 bedöms motiverat med hänvisning till att en ytterligare källtermsreduktion och minskad framtida belastning erhålls. Arbeten kommer att utföras innanför spont för att reducera riskerna för spridning av föroreningar. Med hänvisning till osäkerheter avseende möjligheter till etablering av jordtvätt inom området och massornas tvättbarhet förordar kommunen alternativet med behandling på externanläggning (U1DR). Den beräknade totalkostnaden för detta alternativ beräknas till 64 Mkr (inklusive åtgärder i sediment). Inom området föreslås att beräknade acceptabla resthalter för skydd av hälsa och miljö inom området uppfylls. Den resulterande källtermsreduktionen leder till att den redan i dagsläget låga belastningen sjunker och särskilda mätbara åtgärdsmål för uppföljning av den långsiktiga belastningen på recipienten bedöms inte relevant. För sediment föreslås ett åtgärdsmål på 50 mg PAH16/kg TS inom beskrivna åtgärdsområden. Sanering med den primära målsättningen att omvandla det f.d. impregneringsområdet till ett rekreationsområde utesluter inte en framtida markanvändning för bostadsändamål. Genom höjning av marknivåerna inom de områden som ska utnyttjas för bostadsbebyggelse kan området utnyttjas för bostadsändamål. Det är troligt att någon form av nivåjustering behöver göras med tanke på bland annat områdets strandnära läge (översvämningsrisker), gestaltning och anslutning till vägar.

Uppdragsnr: 10083246 7 (111) PM MILJÖTEKNISK MARKUTREDNING Stugsund f.d. impregnering, Söderhamns kommun. SAMMANFATTNING... 3 1 INLEDNING... 10 1.1 BAKGRUND OCH SYFTE...10 1.2 ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL...11 1.3 TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR OCH UTREDNINGAR...11 1.4 OMFATTNING...11 1.5 LÄSANVISNING...12 2 OMRÅDESBESKRIVNING... 12 2.1 MARK...14 2.2 HYDROGEOLOGI...15 2.3 SÖDERHAMNSFJÄRDEN...15 2.4 BYGGNADER OCH ANLÄGGNINGAR...16 2.5 SPILL- OCH DAGVATTEN...16 2.6 KAJINVENTERING...16 3 MARKANVÄNDNING... 17 3.1 INOM OMRÅDET...17 3.2 OMGIVNINGARNA...19 4 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 20 5 FÖRORENINGSSITUATIONEN... 22 5.1 JORD...22 5.2 GRUNDVATTEN...34 5.3 SEDIMENT...37 5.4 YTVATTEN...43 5.5 BIOLOGISKA UNDERSÖKNINGAR...44 5.6 MICROTOXTEST...47 6 FÖRDJUPAD MILJÖ- OCH HÄLSORISKBEDÖMNING... 48 6.1 PROBLEMBESKRIVNING OCH KONCEPTUELL MODELL...48

Uppdragsnr: 10083246 8 (111) 6.2 BERÄKNING AV RIKTVÄRDEN FÖR MARK...51 6.3 RISKBEDÖMNING FÖR PLATSEN (MILJÖ OCH HÄLSA)...52 6.4 OMGIVNINGSPÅVERKAN...58 7 ÅTGÄRDSUTREDNING... 63 7.1 FÖRUTSÄTTNINGAR...63 7.2 FÖRORENINGSSITUATION INOM LANDOMRÅDET...66 7.3 FÖRORENINGSSITUATIONEN I SEDIMENT...74 7.4 METODBESKRIVNING...74 7.5 METODBESKRIVNING SEDIMENT...79 7.6 ÅTGÄRDSALTERNATIV - LANDOMRÅDET...80 7.7 ÅTGÄRDSALTERNATIV - DJUPT LIGGANDE MASSOR...85 7.8 ÅTGÄRDSALTERNATIV SEDIMENT...86 7.9 REDUKTION AV FÖRORENINGSMÄNGD - LANDOMRÅDET...86 7.10 REDUKTION AV FÖRORENINGSMÄNGD SEDIMENT...87 7.11 MASSBALANS...87 7.12 KOSTNADSBERÄKNING...88 7.13 ANGÅENDE OSÄKERHETER I KOSTNADSSKATTNING...93 7.14 KOMMENTARER TILL ÅTGÄRDSALTERNATIVEN...93 8 RISKVÄRDERING... 95 8.1 ÅTGÄRDSALTERNATIV...95 8.2 UTVÄRDERINGSKRITERIER...97 8.3 UTVÄRDERING...97 8.4 SAMMANFATTANDE UTVÄRDERING...108 9 SLUTSATS OCH REKOMMENDATIONER... 108 9.1 KOMMUNENS STÄLLNINGSTAGANDE...108 9.2 FÖRSLAG TILL MÄTBARA ÅTGÄRDSMÅL...109 10 ÖVRIGA REKOMMENDATIONER... 109 11 REFERENSER... 111

Uppdragsnr: 10083246 9 (111) Bilagor 1:1 Tidigare utredningar och undersökningar 1:2 Rapport geotekniska undersökningar, RGEO, daterad 2007-06-20 1:3 PM Geoteknisk utredning, daterad 2007-06-20 1:4 Rapport miljögeotekniska undersökningar, RMiljö, daterad 2007-06-20 2:1 Underlag hydrogeologi 2:2 Kajinventering (Kullberg 2007) 2:3 Flödesberäkning och grundvattnets utspädning i Söderhamnsfjärden 2:4 Lokalisering av tidigare verksamheter 3:1 Beskrivning av impregneringsprocessen 4:1 Databas (endast digital) 5:1 Sammanställning av analysdata 2004-2007. 5:2 Utbredning i plan av arsenik, cancerogena och övriga PAH. I jord (0-1 m, 1-2 m) och sediment. 5:3 Utbredning i plan av kisaska. 5:4 Resultat skaktest och beräkning av K d. 5:5 Utvärdering av XRF-mätningar 5:6 Resultat av sedimentundersökningar 5:7 Bottenfaunaundersökning (Pelagia 2007) 5:8 Ekotoxikologisk test med det sedimentlevande kräftdjuret Hyaella azteka (ITM 2007) 6:1 Beräkning av riktvärden 6:2 Platsspecifika indata 6:3 Ämnesspecifika indata 6:4 Riktvärden 6:5 Viktning av PAH 7:1 Beskrivande statistik 7:2 Resultat av analys på siktade fraktioner 7:3 Beräkning av föroreningsmängd före och efter åtgärd 7:4 Kostnadsberäkning landområdet 8:1 Riskvärderingsmatris N1001-P01 Ritning, delområdesindelning, landområde.

Uppdragsnr: 10083246 10 (111) PM MILJÖTEKNISK MARKUTREDNING Stugsund f.d. impregnering, Söderhamns kommun. 1 Inledning 1.1 Bakgrund och syfte WSP Environmental har på uppdrag av Söderhamns kommun utfört en huvudstudie av Stugsund f.d. impregnering. Inom undersökningsområdet har impregnering och lagring av impregnerat virke bedrivits under ca 65 år. Impregneringen har utförts med kreosot (1937-1997) och med CCA-medel (1972 2002). Föroreningen består främst av polycykliska aromatiska kolväten (PAH) och arsenik, men krom, koppar och oljekolväten förekommer ställvis. Förorening har konstaterats i mark, sediment och grundvatten. Kisaska, som har använts som utfyllnad inom delar av området bidrar till förekomsten av tungmetaller. Uppdraget har haft i syfte att besvara bland annat följande övergripande frågeställningar: Hur ser föroreningssituationen ut i mark, grundvatten, ytvatten och sediment? Vilka miljö- och hälsorisker finns inom undersökningsområdet och i närliggande sedimentområden? Vilket behov av riskreduktion föreligger? Vilka geotekniska förutsättningar och begränsningar finns? Vilka åtgärdsalternativ kan reducera riskerna till en acceptabel nivå? Vilken efterbehandlingsåtgärd är den mest lämpliga ur hälso- och miljömässig, teknisk och socioekonomisk synvinkel? Vilka mätbara åtgärdsmål föreslås? Huvudstudien kommer att ligga till grund för beslut om åtgärdsbehov och ansökan till Naturvårdsverket om medel för sanering. Projektgruppen och WSPs uppdragssvariga under uppdragstiden september 2006 - november 2007 har varit följande personer: Namn Funktion Organisation Projektgrupp Margareta Örn-Liljedahl, Projektledare Söderhamns kommun Inger Kindvall Repr. tillsynsmyndighet Länsstyrelsen i Gävleborg Karin Söderström, Tobias Berglin Expertstöd. länsstyrelsen SGU Marie Arnér Uppdragsansvarig WSP Environmental

Uppdragsnr: 10083246 11 (111) 1.2 Övergripande åtgärdsmål Kommunens övergripande åtgärdsmål för undersökningsområdet, beslutade i Söderhamns kommunstyrelse 2007-09-06 är: Området kan nyttjas av kommande generationer utan risk för negativa hälsoeffekter. Föroreningarna inom landområdet ska inte innebära en ökad risk för vattenmiljön eller för att föroreningar sprids vidare i fjärden. Alternativet ska möjliggöra kommunens vision att i framtiden utveckla attraktiva boendemiljöer inom det f.d. impregneringsområdet. Saneringsåtgärden och områdets användning ska samplaneras så att ett så kostnadseffektivt alternativ som möjligt väljs. 1.3 Tidigare undersökningar och utredningar Impregneringsområdet och närliggande delar av Söderhamnsfjärden har sedan 1985 i flera omgångar undersökts med avseende på hydrogeologisk situation och föroreningar i mark och grundvatten. Även bottensediment och bottenfauna i närliggande recipienter har undersökts. I Bilaga 1:1 listas underlag och referenser som har nyttjats i utredningsarbetet. 1.4 Omfattning Inom ramen för detta uppdrag har följande undersökningar och utredningar utförts. Geotekniska undersökningar och utredningar. Undersökningar och analyser av jord, grundvatten, ytvatten och sediment. Bottenfaunaundersökning. Ekotoxikologisk test av sediment. Uppdatering av befintlig databas med lagring av analysdata från samtliga undersökningar där provpunkternas koordinater har kunnat fastställas. Beräkning av vattenomsättning i Söderhamnsfjärden. Fördjupad miljö- och hälsoriskbedömning. Volym- och kostnadsberäkningar. Åtgärdsförberedande undersökningar och utredningar. Åtgärdsutredning med utgångspunkt från tidigare förslag. Riskvärdering. Förslag till detaljerade åtgärdsmål.

Uppdragsnr: 10083246 12 (111) 1.5 Läsanvisning Utredningen redovisas i fyra delar: Rapport geotekniska undersökningar, RGEO, daterad 2007-06-20 (Bilaga 1:2). PM Geoteknisk utredning, daterad 2007-06-20 (Bilaga 1:3). Rapport miljögeotekniska undersökningar, RMiljö, daterad 2007-06-20 (Bilaga 1:4). PM Miljöteknisk markutredning, daterad 2007-11-27 (detta dokument, inklusive bilagor). Rapportdelarna är sammanställning över fältarbeten och analysresultat. PM-delarna innehåller utvärderingar, utredningsresultat och rekommendationer. I denna PM beskrivs området och dess fysiska förutsättningar i Kapitel 2. Tidigare, nuvarande och planerad markanvändning redovisas i Kapitel 3 och i Kapitel 4 sammanfattas utförda undersökningar. Samtliga undersökningsresultat har använts för att mer i detalj beskriva omfattningen och utbredningen av den sedan tidigare kända föroreningssituationen (Kapitel 5). Resultaten har också använts som underlag för en riskbedömning (Kapitel 6) och en åtgärdsutredning (Kapitel 7). Dessa vägs samman i en riskvärdering (Kapitel 8) som utmynnar i ett antal slutsatser och rekommendationer (Kapitel 9). 2 Områdesbeskrivning Utredningsområdet utgör del av fastigheterna Brädgården 5:1 och Stugsund 3:1 och har en area av cirka fem hektar (Figur 2.1; 2.2). Stugsundsudden har tidigare kallats Stab- Suecia udden. Fastigheterna ägs av Söderhamns kommun. Denna och tidigare utredningar fokuserar på området där den huvudsakliga impregneringen och lagringen av impregnerat virke har skett samt område för lagring av kreosotolja. För bedömning av omgivningspåverkan har prov på sediment och bottenfauna tagits i Söderhamnsfjärden. Impregneringsområdet ligger omkring tre kilometer öster om centrala Söderhamn. Området avgränsas i norr av Söderhamnfjärden.

Uppdragsnr: 10083246 13 (111) Figur 2.1. Översiktskarta. Gröna kartan, Gävleborgs län. Lantmäteriverket. En ruta i bilden motsvarar 1 km 2. Figur 2.2. Undersökningsområdet inom fastigheterna Brädgården 5:1 och Stugsund 3:1. Prov har även tagits i Söderhamnsfjärden, se Bilaga 1:4, 5:6.

Uppdragsnr: 10083246 14 (111) 2.1 Mark Undersökningsområdet är relativt plant och ligger till största del på nivåer mellan + 2 och + 1 m över havsnivå. Södra delen av området är generellt högre. Landområdena kring den inre (västra) delen av Söderhamnsfjärden, inklusive Stugsund, karakteriseras av sediment i form av lera och silt som finns avsatta på morän. Industriområdet Stugsund består i markytan av sand och grus. Området är utfyllt med diverse material såsom kisaska, stockar, block, tegel, makadam mm. Fyllningens mäktighet varierar mellan 0,5 till tre meter, med de största fyllningsmäktigheterna i de yttre (norra) delarna av landområdet. Utfyllnaderna har gjorts successivt, men det är inte exakt klarlagt när de har utförts. Äldre kartmaterial visar att utfyllnader påbörjades efter 1811 (Figur 2.3). Fyllning vilar på lös till mycket lös organisk jord (gyttja eller sulfidhaltig lera) eller direkt på berg. Den organiska jordens mäktighet är störst, ca 3,5 m, i den norra delen av området Den organiska jorden underlagras av friktionsjord och berg. I de centrala delarna av undersökningsområdet vilar fyllningen i de flesta fall direkt på berg, som ligger ca 1,5 till 3 m under markytan (Figur 2.4). Områden med större blockighet och berg finns framför allt i centrala delar av udden. Mer information om markförhållanden finns i Bilaga 1:2 och 1:3. Figur 2.3. Söderhamn och Stugsundet 1811. Pilen markerar Stugsundsudden och Stugsundet. Figur 2.4. Resultat av den geotekniska undersökningen. Grön färg visar områden där fyllningen till största del vilar direkt på berg och avstånd till berg eller stopp är mindre än 3 m. Gul färg markerar områden där fyllningen vilar på gyttja eller lera. För detaljer, se Bilaga 1.2 och 1.3.

Uppdragsnr: 10083246 15 (111) 2.2 Hydrogeologi Hydrogeologiskt underlag och beräkningar redovisas i Bilaga 2:1. Grundvattenrörens läge redovisas i Bilaga 1:4. Grundvattenytan ligger mellan 1,5 till 2 m under befintlig markyta. I centrala delar av udden ligger bergets överyta högre än grundvattenytan. Nivån i grundvattenrören är generellt högre än havets nivå, vilket indikerar att grundvatten vid mättillfällena strömmar från området ut till Söderhamnsfjärden. Grundvattenrör 10 är det rör som utifrån analyserade kemiska-fysikaliska parametrar är mest påverkat av Söderhamnsfjärden (högsta uppmätta halter av klorid och sulfat samt konduktivitet). Röret ligger ca fem meter från strandlinjen i områdets sydöstra del. Automatisk loggning av nivåer visar tydlig hydraulisk kontakt mellan vattenytan i Söderhamnsfjärden och grundvattenrör 5, ca 10 m från strandlinjen i områdets centrala delar. Grundvattenflödet som passerar området beräknas till 17 000 och 23 000 m 3 /år. Flödet har beräknats med Darcys lag samt baserat på avrinningsområdets storlek. 2.3 Söderhamnsfjärden Söderhamnsfjärden är en cirka 6 km lång och cirka 500 meter bred fjärd som sträcker sig från skärgården norr om Sandarne in till Söderhamn. Normalvattennivån i fjärden är 0,7 m ö h, högvatten + 1,35 m ö h och lågvatten 0,95 m ö h. Det största vattendraget som har sitt tillflöde i Söderhamnsfjärden är Norralaån. Norralaån har ett avrinningsområde på 319 km 2 och ett flöde på ca 3,5 m 3 /s. Djupet varierar ned till drygt 6 meter. De strandnära partierna består av morän och längre ut består botten av glaciallera. De djupare delarna är ackumulationsbotten och har ett tunnare ytlager av lergyttja. I det undersökta vattenområdet närmast impregneringsområdet har tre delområden med gyttja och gyttjig lera med större mäktighet än ca 1 m lokaliserats. I övrigt är sedimentdjupet endast ca 0,3-1 m och sedimenten vilar på fast friktionsjord. I det smala sundet mellan Stugsunds industriområde och den udde (Stenåker) som sticker ut på motsatta sidan består botten av morän. Nordväst och sydost om detta parti av hård botten finns mjukare sedimentbottnar. Området in mot Söderhamn betecknas Flaket och har en area på ca 0,7 km 2. Vattenomsättningen och flödet i Söderhamnsfjärden har beräknats utifrån nivåloggning i Söderhamnsfjärden och en längre dataserie från Karlskrona. Längre mätserie med tillräckligt god tidsmässig upplösning saknas från Söderhamnsfjärden. Beräkningar av flödet och grundvattnets utspädning i Söderhamnsfjärden redovisas i Bilaga 2:3. Under den aktuella mätperioden i Söderhamnsfjärden var vattenståndsförändringens hastighet jämförbar med uppmätta förändringar i Karlskrona. Flödet förbi undersökningsområdet beräknas till 4,6 m 3 /s vilket motsvarar ett årligt flöde på ca 145 000 000 m 3. Baserat på beräknade grundvattenflöden blir utspädningen av grundvattnet i Söderhamnsfjärden mellan 6 000 och 8 500 gånger (se avsnitt 2.2).

Uppdragsnr: 10083246 16 (111) 2.4 Byggnader och anläggningar Inom området finns i dagsläget en mindre byggnad som användes som kombinerad verkstad och förråd samt den tidigare CCA-impregneringsanläggningen (betecknade med 8 respektive 10 i Figur 2.5 och Bilaga 2:4). Dessa byggnader rivs under oktobernovember 2007. Inom området finns rester av industrijärnvägsspår. Ett mindre område (ca 1000 m 2 ) mellan CCA-impregneringsanläggningen och tidigare skärmtak för avrinning av impregnerat virke är asfalterat. Övriga ytor är grusade eller gräsbevuxna. 2.5 Spill- och dagvatten Enligt uppgift har det funnits en avloppsledning mellan det mobila kreosotimpregneringsverket (betecknad 7 i Figur 2.5) och Söderhamnsfjärden. En rörledning har enligt uppgift gått från lagringscisternen (betecknad 11 i Figur 2.5) till mobilt impregneringsverk för kreosot. Vid provtagningen 2004 observerades en ledning i en schaktgrop väster om cisternen. Ledning och omgivande mark var förorenad av kreosot. Ledningen kan vara den rörledning som transporterade kreosot till påfyllnadsplatsen för järnvägsvagnar (öster om platsen för mobilt impregneringsverk). Ledningens läge är osäkert. 2005 gjorde en inventering av markförlagda ledningar inom området (WSP 2005). Inga ritningar påträffades och enligt uppgift stals ritningsskåpet när verksamheten gick i konkurs 2002. Vid okulär kontroll av strandlinjen från kaj och båt observerades inga ledningar. Grävning efter ledningar genomfördes inte eftersom det skulle innebära att stora mängder förorenad jord skulle behöva omhändertas. Vid markarbeten kan det därmed inte uteslutas att ledningar påträffas. 2.6 Kajinventering Kajerna i undersökningsområdet är i dåligt skick. Söderhamns kommun lät under 2006 2007 utföra en kajinventering i syfte att få ett underlag för att bedöma åtgärdsbehovet (Bilaga 2:2). Strandens nordvästra sida är i sin början vassbevuxen men övergår i fyllnadsmassor med övervägande block. Den norra sidan består av fyllnadsmassor med blockinblandning och övergår i en kortare sträcka (ca 30 meter) med kajskoning av huggen sten. Fortsättningen av den norra stranden och den nordöstra stranden består av raserad stockläggning med delvis förmultnat trädäck. Rasrisken bedöms där som överhängande.

Uppdragsnr: 10083246 17 (111) Figur 2.5. Lokalisering av tidigare verksamheter (Från SCC 2003, Bilaga 1). 1) Garage, 2) Kreosotimpregnering, 3) Avsvalning, 4) Inmätningsstation, 5) Personalutrymmen, 6) Kontor, 7) Mobilt kreosotimpregneringsverk, 8) Verkstad/förråd (riven oktober-november 2007), 9) Skärmtak, 10) CCA-impregnering (riven oktober-november 2007), 11) Kreosotcistern. En förstoring av figuren finns även i Bilaga 2:4. 3 Markanvändning 3.1 Inom området 3.1.1 Nuvarande och planerad verksamhet Idag bedrivs ingen organiserad verksamhet inom området. Området är sedan september 2007 inhägnat och är endast öppet mot Söderhamnsfjärden. Innan stängsel sattes upp var det vanligt att människor promenerade och cyklade genom området. Fastigheterna är detaljplanelagda för industriändamål men anges i översiktsplan som ett strategiskt område med framtida handlingsfrihet för förändring av mark- och vattenanvändning och bebyggelseutveckling. I kommunens program för utveckling av grönstruktur diskuteras huvudsakligen att efter sanering utnyttja impregneringsområdet som park- och rekreationsområde med gång- och cykelvägar (Söderhamns kommun 2005). När efterfrågan finns, kan området komma att utvecklas till ett attraktivt bostadsområde.

Uppdragsnr: 10083246 18 (111) 3.1.2 Tidigare verksamhet Brädgården 5:1 har upplåtits för industriverksamhet genom arrende sedan 1940 och tomträtt sedan 1988 (Länsstyrelsen i Gävleborgs län 2000). Kreosotimpregnering och lagring av behandlat virke har skett inom fastigheten Brädgården 5:1 under perioden 1937 till 1997. Impregnering med CCA-medel och lagring av behandlat virke startade 1972 och pågick fram till 2002, dock i liten skala de sista åren. Verksamheten gick i konkurs 2002. Den totala mängden kreosotimpregnerade ledningsstolpar var under 1980-talet cirka 15 000 m 3 /år. Produktionen var störst under 1950- och 1960-talet. Den totala mängden saltimpregnerade stolpar uppgick under 1980-talet till 8 000 m 3 /år. En kort sammanfattning av impregneringsverksamheten ges i Tabell 3.1. Impregneringsverksamheten beskrivs mer i detalj i Bilaga 3:1. Tabell 3.1. Sammanfattning av impregneringsverksamheten. Siffrorna hänvisar till lokalisering beskriven i Figur 2.5, där även lagringsytor visas. Verksamhet År Lokalisering Kommentar Kreosotimpregnering Lagring av kreosot Torkning, lagring av kreosotimpregnerat virke CCAimpregnering Torkning och lagring av CCA-impregnerat virke 1937-1985 Mobil anläggning (7) mellan CCA-anläggning (10) och stranden 1985-1997 Stationär anläggning (2) ca 160 m nordväst om mobila anläggningen Kreosot orenat till Söderhamnsfjärden. Olyckor och spill. Slutet system. 1937 1993 Cistern vid kajen (11). Överfyllnad med 10 m 3 kreosot 1977. Förorening ej åtgärdad. Cistern revs 2005. 1937-1997 Centrala delar av området, nordöstra delen av udden. I mindre omfattning längs kaj i västra delen av området. 1972-2002 Byggnad för CCAimpregnering (10). Riven oktober-november 2007. 1972-2002 Under skärmtak (9), på asfalterat markområde. Även lagring av stolpar och trä på grusplan. Ca 20 cm barklager (markskydd) transporterades bort på 1990-talet. Impregneringsverk och lagertank nedsprängda i berg. Tät bottenplatta från 1990. Tät avrinningsplatta från 1988. Rivs oktober-november 2007.

Uppdragsnr: 10083246 19 (111) 3.1.3 Olyckor och spill Kylvatten förorenat med kreosotolja avleddes orenat från det mobila impregneringsverket till Söderhamnsfjärden. Störningar i form av driftavbrott och spill finns rapporterade. Spill av kreosotolja på området kan ha skett vid pumpning från fartyg till cistern, vid pumpning från cistern till järnväg och i anslutning till rörledningen. 1977 finns dokumenterat att cisternen överfylldes med 10 m 3 kreosot. Markföroreningen åtgärdades inte. Påträffad förorenad mark tyder på spill och läckage från den ledning som möjligen transporterade kreosot till påfyllnadsplatsen för järnvägsvagnar (öster om platsen för mobilt impregneringsverk). Ledningens sträckning är osäker. Inom området har höga halter av kreosot på större djup (1,25-1,5 m) konstaterats. Föroreningarna kan enligt uppgift härstamma från större utsläpp av kreosot som sedan har täckts över. Enligt uppgift frös vattnet i byggnaden för CCA-impregnering i samband med att verksamheten gick i konkurs 2002. Det resulterade i en översvämning som inte upptäcktes förrän efter flera dagar då vatten rann på betongplattan och ut i Söderhamnsfjärden. Det är osäkert om tankarna med färdigblandat CCA-medel var fulla innan översvämningen. I sådana fall resulterade översvämningen i att CCA-medlet i tankarna rann ut och delvis ersattes av vatten. Lukt av eldningsolja i nivå med grundvattenytan har konstaterats ställvis inom området. Eldningsoljan härstammar troligen från spill vid förvaring eller överföring av eldningsolja till oljeeldningspannan. Föroreningens utbredning är osäker och bör observeras vid efterbehandlingsskedet. 3.2 Omgivningarna Söder om området finns järnvägsspår och Stugsundsvägen samt bostadsområdena Fålnäs, Nymåla och Stugsund. Närmaste bostäder ligger ca 100 m söder om undersökningsområdet. Direkt väster om området ligger numera obebyggda områden och österut finns en mindre hamn och båtplatser se Figur 2.1 och 2.2. Inom resterande del av fastigheten Brädgården 5:1, som inte ingår i undersökningsområdet, återfinns den tidigare verksamhetsutövarens kontor och viss lagring av impregnerat virke har förekommit. Inom fastigheterna Brädgården 5:1 och 5:2 drevs mellan cirka 1940 till 1957 en kommunal deponi för hushålls- och industriavfall kallad Fålnästippen. Deponin ligger strax väster om impregneringsverksamheten. Provgropsgrävning genomfördes 2003 i syfte att avgränsa deponin okulärt. Inga analyser genomfördes. Rester av tegel, metall, kakel, trä, plast och glasrester påträffades från 0,1 m under markytan och djupare (ej avgränsad i profil). Deponins utbredningen bedöms med ledning från flygfotografier och resultatet av provgropsgrävningen vara relativt väl avgränsad i plan (Figur 3.1).

Uppdragsnr: 10083246 20 (111) Figur 3.1. Fålnästippen. Flygfotografi från 1958. Pilen markerar tippens läge. Från SCC 2003. 4 Utförda undersökningar Undersökningarna i området och angränsande delar av Söderhamnsfjärden inleddes 1984 och de första dokumenterade undersökningarna av jord genomfördes 1989. En översikt av antalet provpunkter och analyser redovisas i Tabell 4.1. Databasen bifogas digitalt i Bilaga 4:1. Undersökningar utförda 2006-2007 redovisas i Bilaga 1:4. I bilagan redovisas även provpunkter i plan för undersökningar utförda av WSP 2004-2007. I Bilaga 5:1 finns en sammanställning av analysresultat och fältanteckningar för undersökningar i jord och sediment utförda av WSP 2004-2007.

Uppdragsnr: 10083246 21 (111) Tabell 4.1. Sammanställning av utförda provtagningar under perioden 1989-2001 (från SCC 2003), SCC 2003, WSP 2004-2007. År Antal provpunkter Analys/undersökning Undersökningens syfte Referenser Jord 1989-2001 124* Provtagning och analys Föroreningsutbredning IVL, Geosigma, m fl 2003 4 Siktanalys Kornstorleksfördelning SCC 2004 38 Provtagning och analys Föroreningsutbredning WSP 2004 3 Tillgänglighetstest Metallernas lakbarhet WSP 2005 41 Provtagning och analys Föroreningsutbredning WSP 2006-2007 68 Provtagning och analys Föroreningsutbredning WSP 2006 6 Gallerskopa Andelen block och sten WSP 2006 5 Våtsiktanalys jord samt analys med avseende på PAH och metaller på siktat material Kornstorleksfördelning och fördelning av föroreningshalten WSP 2006 5 Skaktest Metallernas lakbarhet WSP Grundvatten 1989-2001 7* Provtagning och analys Föroreningshalt i grundvatten IVL, Geosigma, m fl WSP WSP 2006-2007 10 Provtagning och analys Föroreningshalt i grundvatten 2006 3 Divers Fjärdens påverkan på grundvattennivån inom området Sediment och biologiska utredningar 1984 11 Bottenfaunaundersökning Art- och individrikedom, kreosot- och oljeförekomst. Ljusnan- Voxnans vattenvårdsf örbund 1989-2001 43* Provtagning och analys Föroreningsutbredning IVL, Geosigma, m fl 2004 5 Provtagning och analys Föroreningsutbredning WSP 2004 4 Microtoxtest Test av akut toxicitet. WSP 2006-2007 32 Provtagning och analys Föroreningsutbredning WSP 2007 6 Ekotoxikologisk test med Hyaella azteka. Toxicitet vid varierande föroreningshalter ITM, Stockholms Univ. 2007 6 Bottenfaunaundersökning Art- och individrikedom Pelagia Ytvatten 2006 5 Passiv provtagning (4 veckor) Halt av löst PAH i Söderhamnsfjärden WSP Asfalt 2006-2007 3 Provtagning och analys Förekomst av tjärasfalt WSP Geotekniska undersökningar 2007 64 Sondering och provtagning Stabilitetsutredning, jordlagerförhållanden WSP Kaj 2006 Inventering befintlig kaj Stabilitetsutredning kaj Kullberg * Ur SCC 2003, Tabell 2.

Uppdragsnr: 10083246 22 (111) 5 Föroreningssituationen I detta kapitel beskrivs föroreningssituationen i jord (avsnitt 5.1), grundvatten (5.2), sediment (5.3) och ytvatten (5.4). 5.1 Jord De föroreningar som baserat på tidigare utförda undersökningar har bedömts som styrande för risker och åtgärdsbehov är kopplade till tidigare verksamheter och beståndsdelar i fyllningen: CCA-impregnering (koppar, krom, arsenik) Kreosotimpregnering (PAH-föroreningar) Kisaska (huvudsakligen bly, kadmium, koppar, zink men även arsenik och kvicksilver) Oljekolväten Kreosot innehåller också olika fenoler. Enligt SCC (2003) visade resultat från IVL (1989), Ragnsells (1994, 1998) och Geosigma (2001) att analys av destillerbara fenoler inte var tillförlitliga för att karaktärisera utbredningen av kreosot. WSP har därför enbart valt att analysera PAH16 som underlag för bedömning av föroreningsutbredning, risker och åtgärdsbehov. Bensen har analyserats i grundvatten, men endast låga halter (under rapporteringsgränsen eller, i ett fall, i nivå med dricksvattenkriteriet) har påträffats. Bensen har även analyserats i två jordprover och även där var halterna låga (<0,01 mg/kg TS) (WSP 2004). Inför undersökningarna 2006 övervägdes att analysera oxy-pah (nedbrytningsprodukter). Då effektbaserade bedömningsgrunder saknas och analysen är relativt obeprövad av kommersiella laboratorier, bedömdes att information om PAH16- förekomst utgör en tillräckligt god grund för att bedöma risker och åtgärdsbehov. 5.1.1 Bakgrundshalter De lokala och regionala bakgrundshalterna av arsenik, metaller och organiska föreningar har uppskattats i flera studier (Tabell 5.1, 5.2). Naturvårdsverket har gjort en nationell sammanställning och bedömning (Naturvårdsverket 1996). Det lägsta av 10:e percentilen i WSPs undersökningar och Skog och Miljös undersökningar av naturlig jord i Söderhamns kommun (2002) har i de flesta fall antagits representera lokala bakgrundshalter. Bakgrundshalten av alifatiska kolväten har antagits utgöras av hälften av analysens rapporteringsgräns. I analyserade prover påträffas halter av arsenik, bly, kadmium, koppar, krom, kvicksilver, zink, PAH-föreningar och alifatiska kolväten över antagna bakgrundshalter.

Uppdragsnr: 10083246 23 (111) Tabell 5.1. Skattade bakgrundshalter av arsenik och metaller enhet mg/kg (XRF) och mg/kg TS (laboratorieanalyser). I denna rapport använda bakgrundshalter är markerade med fetstil. Referens År Kommentar Arsenik Bly Kadmium Koppar Krom Zink Geosigma 2001 XRF <7 - - <27 - - Ragnsells 1998 Lab 4 - - 7 10 - IVL 1993 Lab 5-14 - - 21-40 25-45 - WSP 2004-2007 Lab, 10: percentil 2 7 0,05 1 8 7 30 Skog och Miljö 2002 Lab, rostjord 2 16 0,3 6 88 31 Naturvårdsverket 1996 13 88 1,3 42-145 1 Halva rapporteringsgränsen Tabell 5.2. Skattade bakgrundshalter av organiska ämnen. Enhet mg/kg TS. I denna rapport använda bakgrundshalter är markerade med fetstil. Referens År Kommentar PAH canc PAH övr Alifater C 8 -C 10 Alifater C 10 -C 12 Ragnsells 1998 Lab <0,5 0,5 IVL 1993 Lab 0,2 0,2 5 1 5 1 5 1 WSP 2004-2007 1 Halva rapporteringsgränsen Lab, 10: percentil Alifater C 12 -C 35 5.1.2 Övergripande beskrivning av föroreningshalter Föroreningssituationen i jord inom undersökningsområdet, baserad på undersökningar 2004 2007, sammanfattas i Tabell 5.3-5.5. Resultaten i sin helhet redovisas i Bilaga 1:4 och finns sammanställda i Bilaga 5:1. Åtgärder inom området kommer att styras av arsenik- och PAH-förekomst samt i viss mån av förekomsten av kisaska med associerade föroreningar. Utbredningen av arsenik och PAH-föreningar i plan och profil (samtliga analysresultat) redovisas i Bilaga 5:2 samt Figur 5.1-5.2. Punkter där kisaska har påträffats visas i Bilaga 5:3. Antal prover, maximalt uppmätta halter, median, medelvärde med standardavvikelse, 90:e och 10:e percentilen av uppmätta halter samt lägsta värde redovisas i Tabell 5.3. Andel av prover som överskrider lokal bakgrund och Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig och mindre känslig markanvändning visas i Tabell 5.4.

Uppdragsnr: 10083246 24 (111) Figur 5.1. Uppmätta halter av arsenik inom undersökningsområdet. Samtliga prover. Resultat från provtagningar 1989 2007. För bättre upplösning, se Bilaga 5:2.

Uppdragsnr: 10083246 25 (111) Figur 5.2. Uppmätta halter av PAH cancerogena inom undersökningsområdet. Samtliga prover. Resultat från provtagningar 1989 2007. För bättre upplösning, se Bilaga 5:2. Arsenik överstiger den lokala bakgrundshalten i cirka 90 % av analyserade prover. Naturvårdsverkets generella riktvärde för känslig och mindre känslig markanvändning utan grundvattenuttag överskrids i hälften respektive en tredjedel av analyserade prover. Föroreningskoncentrationer runt 1000 mg/kg TS och däröver har påträffats i åtta prover. PAH-föreningar över lokala bakgrundshalter har påträffats i mer än 95 % av analyserade prover. Naturvårdsverkets generella riktvärde för känslig och mindre känslig markanvändning utan grundvattenuttag överskrids för cancerogena PAH-föreningar i 85 respektive 34 % av analyserade prover. För övriga PAH-föreningar är siffran 22 respektive 16 %. Arsenik och PAH förekommer i stor utsträckning tillsammans varför någon enkel uppdelning på arsenik- respektive PAH-förorenade områden ej kan göras. Vidare förekommer föroreningarna i hög grad i hela fyllningen ned till berg eller lera inom området. De högsta halterna av arsenik och PAH har påträffats i anslutning till uppställningsplats för det mobila impregneringsverket och den stationära CCA-anläggningen (nummer 7 och 10 i Figur 2.5). Höga halter av arsenik, och i viss mån PAH har även påträffats vid området för det stationära kreosotimpregneringsverket (nummer 2 i

Uppdragsnr: 10083246 26 (111) Figur 2.5) och i centrala och östra delarna av lagringsområdet. I de västra delarna av området är föroreningshalterna lägre. Koppar, krom, bly, zink och kadmium påträffas i halter över bakgrund och Naturvårdsverkets generella riktvärden i kisaska (Tabell 5.5, Bilaga 5:3). I enstaka prover där arsenik- och PAH-halterna är låga och kisaska ej har noterats kan koppar (ett prov) och bly (tre prov) i halter mellan de generella riktvärdena för känslig och mindre känslig markanvändning vara styrande för bedömning av risker och åtgärdsbehov. Krom, kvicksilver, nickel och kadmium har påträffats i förhöjda halter i enstaka prover där halterna av arsenik och PAH är förhöjda eller kisaska förekommer. Diesellukt har noterats från grundvattenytan i sex punkter, bl. a i anslutning till CCAimpregneringsanläggningen. I ett jordprov, i södra centrala delarna av udden har förhöjda halter av alifatiska kolväten påträffats. Föroreningshalterna i underlagrad naturlig jord är generellt lägre än i fyllningen (jämför Tabell 5.3 och 5.6). Halterna är dock i många fall förhöjda i förhållande till nationella och regionala bakgrundshalter och överskrider i vissa fall riktvärdet för känslig markanvändning. I två punkter överskrids riktvärdet för mindre känslig markanvändning. Dessa punkter återfinns i naturlig jord i anslutning till CCA-impregneringen (PG 25) och i östra delen av lagringsområdet (BH 60). Tabell 5.3. Uppmätta halter av arsenik, krom, koppar, bly, zink, kadmium, summa cancerogena och övriga PAH (samtliga prover, WSP 2004-2007). Enhet mg/kg TS Antal Max 90:e percentil Medel Stdev Median 10: percentil Min Arsenik 370 2560 190 91 248 13 2 1 Krom 371 602 69 39 71 18 7 1 Koppar 371 3690 97 99 351 20 8 2 Bly 205 1290 89 52 125 19 7 2 Zink 205 13000 439 399 1558 76 30 14 Kadmium 205 28 0,8 0,8 3,5 0,1 0,05 0,05 PAHcanc 276 1500 34 25 117 3 0,2 0,02 PAHövr 276 19000 88 188 1302 3 0,2 0,02 Tabell 5.4. Andel prover över antagna bakgrundshalter och Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig respektive mindre känslig markanvändning utan grundvattenuttag (KM respektive MKM). Samtliga prover, WSP 2004-2007. Enhet mg/kg TS Andel prover (%) med halt över Bakgrund KM MKM Arsenik 88 50 33 Krom 91 7 3 Koppar 95 10 7 Bly 91 12 4 Zink 90 12 6 Kadmium 24 21 3 PAHcanc 95 85 34 PAHövr 97 22 16

Uppdragsnr: 10083246 27 (111) Tabell 5.5. Uppmätta halter av arsenik, krom, koppar, bly, zink, kadmium, summa cancerogena och övriga PAH i prover innehållande kisaska (WSP 2004-2007). Enhet mg/kg TS Antal Max 90:e percentil Medel Stdev Median 10: percentil Min Arsenik 18 564 174 112 125 87 28 12 Krom 18 35 22 11 9 7 2 1 Koppar 18 3690 2360 1209 1077 1145 42 9 Bly 9 1290 793 400 395 285 74 20 Zink 9 13000 11400 5380 5306 4200 159 73 Kadmium 9 28 24 12 11 9 0 0,1 PAHcanc 12 1500 300 173 428 9 0 0,4 PAHövr 12 19000 5357 2165 5559 4 1 0,5 Tabell 5.6. Uppmätta halter av arsenik, krom, koppar, bly, zink, kadmium, summa cancerogena och övriga PAH i prover klassificerade som naturlig jord (WSP 2004-2007). Resultat från två provpunkter i anslutning till CCA-impregneringen och östra delen av lagringsytan på udden har uteslutits, se 5.1.3. Enhet mg/kg TS Antal Max 90:e percentil Medel Stdev Median 10: percentil Min Arsenik 33 30 20 10 7 9 3 1,5 Krom 33 47 43 30 13 31 11 7 Koppar 33 93 49 31 19 31 7 4 Bly 14 291 204 52 99 15 4 2 Zink 14 326 294 148 102 106 43 19 Kadmium 14 0,4 0,3 0,2 0,1 0,2 0,1 0,1 PAHcanc 30 10 5 2 3 0,5 0,1 0,02 PAHövr 30 93 6 5 17 0,8 0,15 0,03 5.1.3 Bark och asfalt Föroreningsinnehållet i en av de förekommande barkhögarna har analyserats. Halterna av arsenik, metaller och PAH-föreningar var låga. Koncentrationen av kadmium överstiger det generella riktvärdet för känslig markanvändning, något som WSP har iakttagit i motsvarande prover från andra området. Det tyder på att kadmium anrikas naturligt i bark. Tre asfaltprover har analyserats med avseende på PAH-föreningar. Låga halter föroreningar påträffades två prover, medan halterna var förhöjda i ett av proverna (Tabell 5.7). Vissa partier av asfalten har en grönaktig överyta vilket tyder på spill av CCA-impregneringsvätska, vilket kan minska möjligheten till återvinning av asfalt och resultera i högre kostnader för omhändertagande. Tabell 5.7. PAH-halter i asfaltprover. Proverna har kryomalts före analys. Enhet mg/kg TS. Prov 1 Prov 2 Prov 3 PAH cancerogena 1,3 1,3 3,6 PAH övriga 2 2,6 720

Uppdragsnr: 10083246 28 (111) 5.1.4 Föroreningsfördelning i olika jordfraktioner Då föroreningskoncentrationen normalt är lägre i större jordfraktioner (på grund av mindre yta i förhållande till volym) har kornstorleksfördelningen stor betydelse för bedömning av till exempel möjligheten att genom mekanisk bearbetning (t.ex. harpning) urskilja grövre fraktioner för återvinning inom området. I samband med provgropsgrävning 2006 gjordes med hjälp av gallerskopa en översiktlig bedömning av andelen massor större respektive mindre än 100 mm i sex punkter. Andelen grövre material varierade mellan 0 50 %. Områden med större andel grövre material och block finns framför allt i centrala delar av udden. Fördelningen av finare fraktioner har undersökt med siktanalyser i totalt nio prov. SCC (2003) utförde siktanalys på fyra jordprover från nivån 0-0,6 m. Jordproverna klassades som grusig sand med ett finmaterialinnehåll (< 0,063 mm) på cirka 10 %. Vid provtagningarna 2006 genomfördes våtsiktningar, med analys av metallhalter och PAH i ett urval av prover. Proverna utgjordes av samlingsprover från nivån 0-2 m. Sandiga fraktioner (0,063 2 mm) dominerar de flesta proverna och finmaterialfraktionen utgjorde mellan cirka 5 och 13 % (Figur 5.3, Bilaga 7:2). 100% 80% 60% 40% Grus Sand Silt 20% 0% PG 1 PG 6 PG 15 PG 23 PG 27 Figur 5.3. Resultat av siktanalys. Relativ fördelning i olika storleksfraktioner. Innehållet av arsenik i fem kornstorleksfraktioner (0,063 8 mm) efter våtsiktning med vatten från tre olika provpunkter (PG15, PG23 och PG27) och innehållet av PAH i tre kornstorleksfraktioner (0,063 8 mm) efter våtsiktning med vatten från en provpunkt (PG15) har studerats. Enligt fältprotokoll och kemisk analys kan provmaterialet i respektive provpunkt beskrivas enligt följande: PG15 Sandigt grus med tydligt innehåll av kreosot. Arsenik ca 60 mg/kg TS. PAH ca 7000 mg/kg TS. PG 23 Sandig fyllning med stort inslag av kisaska. Arsenik ca 80 mg/kg TS. PAH <1 mg/kg TS. PG 27 Grusig sand med tydlig kreosotlukt. Arsenik ca 40 mg/kg TS. PAH ca 3500 mg/kg TS. Arsenikinnehållet i de olika delfraktionerna jämförs med arsenikhalten i det ursprungliga provet, se Figur 5.4. Resultatet uppvisar ingen korrelation mellan kornstorlek och

Uppdragsnr: 10083246 29 (111) arsenikhalt. Förhöjda arsenikhalter återfinns både i finare och grövre fraktioner. PAHhalten minskar därmed kraftigt med större kornstorlek i det studerade provet (Figur 5.5). Av detta kan tolkas att PAH-föroreningarna i hög grad återfinns i de finare fraktionerna medan arsenik kan återfinnas även i grövre fraktioner efter tvätt med enbart vatten. Försöket utesluter inte att man genom våtsiktning med andra tvättmedel (t ex tensider) eller genom mekaniska tvättningssteg som förekommer i mer avancerade jordtvättar kan uppnå bättre reningseffekt med avseende på arsenik i grövre fraktioner. 140 Arsenik (mg/kg TS) 120 100 80 60 40 PG15 PG23 PG27 20 0 >100 mm 8-100 mm 2-8 mm 1-2 mm 0,5-1 mm 0,25-0,5 mm 0,063-0,25 mm <0,063 mm Samlingsprov Fraktion (mm) Figur 5.4. Arsenik i olika fraktioner av samlingsprov från provgrop 15, 23 och 27. Medelhalt i samlingsprov från respektive punkt, dock ej samma prov som det siktade (före siktning, fraktioner < 2 mm) redovisas. Enhet mg/kg TS.

Uppdragsnr: 10083246 30 (111) 3500 3000 PAH-c PAH-ö 2500 PAH (mg/kg TS) 2000 1500 1000 500 0 >100 mm 8-100 mm 2-8 mm 0,5-2 mm 0,063-0,5 mm <0,063 mm Samlingsprov Fraktion (mm) Figur 5.5. PAH-föreningar i olika fraktioner av samlingsprov från provgrop 15. Medelhalt i samlingsprov från samma punkt, dock ej samma prov som det siktade (före siktning, fraktioner < 2 mm) redovisas. Enhet mg/kg TS. 5.1.5 Fysikaliska-kemiska parametrar Den genomsnittlig torrsubstanshalt i prover tagna 2004 2007 är 84 % (median 88 %), med en lägsta och högsta halt av 17 respektive 97 %. Halten av organiskt kol (TOC) har totalt analyserats i 13 provpunkter (Geosigma 2001, WSP 2004 2007). Halten varierade mellan 0,6 till 3,1 % av torrsubstanshalten, med ett medianvärde på ca 1 % av TS. Analys av ph i mark i tio punkter visar på svagt basiska förhållanden med uppmätta ph-värden mellan 7,5 och 8,0 (Geosigma 2001). 5.1.6 Föroreningarnas lakbarhet I samband med provtagningen 2006 genomfördes skaktester på fem samlingsprover. Prover valdes ut för att representera olika koncentrationer i jord. I två av samlingsproverna förekom kisaska. Resultaten redovisas i sin helhet i Bilaga 5:4. Resultaten har nytjats för att beräkna K d, fördelningskonstanten mellan fast fas och vattenfas vid jämvikt. Högre K d indikerar lägre rörlighet och därmed lägre spridningspotential. K d - värdet påverkar bland annat bedömning av spridning och beräkning av växtupptag. Beräknade K d -värden var i samtliga fall högre än de som används i Naturvårdsverkets generella riktvärden (Naturvårdsverket 1996) eller de som föreslogs i remissutgåvan av beräkningsmodellen för jord (2005). Detta indikerar en lägre lakning än i det generella fallet. För att stämma av detta med de förhållanden som råder på platsen har teoretiskt resulterande halter i grundvatten beräknats utifrån uppmätta halter jord och plats-

Uppdragsnr: 10083246 31 (111) specifikt beräknade K d -värden. Vid jämförelse med uppmätta halter var de teoretiskt beräknade halterna högre, vilket kan indikera att de platsspecifika K d -värdena överskattar lakningen. För att avgöra om platsspecifika K d -värden bör användas är det också viktigt att veta hur K d varierar som en funktion av totalhalt i provet. Om K d ökar med ökad totalhalt är det troligt att föroreningen är bunden till svårlakad fas, och då är det i regel säkert att använda det lägsta uppmätta värdet som platsspecifikt K d -värde. Om K d sjunker med ökad totalhalt är det troligare att föroreningen är lättlakad och då bör man vara försiktig med att frångå de generella K d -värdena. I analyserade prover kan en tydlig trend med sjunkande K d -värde med ökad totalhalt ses för arsenik. En sådan fördelning indikerar att prover med högre totalhalt än de som undersökts här, kan uppvisa lägre K d -värde än vad som uppmätts i denna undersökning. Det generella K d -värdet bör då inte frångås. Zink uppvisar samma trend. För koppar är K d relativt konstant och i huvudsak oberoende av totalhalten. I princip kan då det lägst uppmätta K d -värdet användas som platsspecifikt K d -värde. Detta värde är dock endast marginellt högre än det generella K d -värdet och därför föreslås att det generella värdet användas. Kadmium, krom, nickel och bly visar ungefär samma trend som koppar. WSP utförde 2004 tillgänglighetstest i tre prover. Lakbarheten för metallerna varierade mycket i de tre olika jordproverna. Variationen är framför allt stor för arsenik, där andelen som lakats ut varierar från 1 till 27 %. Med hänsyn till underlagets storlek och trenden med ökad utlakning med ökad koncentration för vissa ämnen, har WSP utnyttjat K d -värden från Naturvårdsverkets remissutgåva av beräkningsmodellen för jord vid beräkning av platsspecifika riktvärden. WSP har använts remissens värde framför K d redovisade i Naturvårdsverkets rapport 4639 (1996) då remissens sammanställning är senare och baseras på ett större dataunderlag. 5.1.7 Mängd och volym Statistiska analyser visar att föroreningsutbredningen med befintlig provtagningstäthet är heterogen i plan och profil. Föroreningsnivån i en given punkt kan därmed inte beskrivas utifrån föroreningsnivån i någon annan punkt och modellverktyg som t.ex. kriging kan inte användas för att beskriva föroreningsutbredningen. Bedömning av volymer och mängder har därför gjorts i tre steg: 1. Statistisk analys av föroreningshalter i samtliga prover från hela området 2. Statistisk analys av föroreningshalter i olika nivåer (0,5 1 m skikt) 3. Indelning i fyra delområden utifrån föroreningsgrad (baserat på tematiska kartor från databasen), verksamhetshistorik, tekniska och geotekniska aspekter De fyra delområdena beskrivs översiktligt i Tabell 5.8 och visas Figur 5.6. Delområden, beräkningar och mängder beskrivs mer i detalj i Kapitel 7 med bilagor.

Uppdragsnr: 10083246 32 (111) Tabell 5.8. Indelning av undersökningsområdet i delområden baserat på uppmätta halter och verksamhetshistorik samt beräknad andel av totala föroreningsmängden. Enhet %. Delområde Beskrivning Andel av total mängd föroreningar (%) Arsenik PAH canc PAH övriga 1 Kreosotcistern med närområde 1 2 1 2 Mobila kreosotverket och CCA-anläggningen 36 38 43 3 Stationära kreosotverket och lagringsyta 58 47 49 4 Västra Stugsundsudden 5 13 7 Delområde 4 Delområde 3 Delområde 2 Delområde 1 Figur 5.6. Undersökningsområdets delområden. Indelning efter uppmätta halter, verksamhetshistorik och geotekniska aspekter. Från söder: Område 1: Kreosotcistern med närområde. Område 2: CCA-impregneringen. Område 3: Stationära kreosotimpregneringen och lagringsyta. Område 4: Västra Stugsundsudden. Huvuddelen av föroreningarna förekommer i fyllningen, som i delområde 1 och 2 underlagras av lera eller gyttja. I delar av område 2 kan det inte uteslutas att föroreningar förekommer i naturlig jord på större djup än två meter 1 och har som djupast påträffats ned till ca 4 m u markytan. I område 3 begränsas fyllningen i centrala delar 1 Föroreningsutbredningen ej avgränsad i profil i 06_PG 25, 06_BH 51, 06_BH 52, 201, 203

Uppdragsnr: 10083246 33 (111) av berg eller block (se Figur 2.4). I de norra och östliga delarna av område 3 underlagras fyllningen av lera eller gyttja. Fyllningens mäktighet i dessa delar kan enligt den geotekniska undersökningen uppgå till mer än tre meter. I vissa punkter kan det inte uteslutas att föroreningar förekommer på större djup än 2 m under nuvarande markyta 2. Föroreningsmängden i hela undersökningsområdet har, baserat på uppmätta föroreningshalter, bedömning av utbredning i profil, och fördelningen mellan grövre och finare material, beräknats till ca 9 ton arsenik, 2,5 ton cancerogena och 16 ton övriga PAH-föreningar. Cirka 50 till 60 % av den totala föroreningsmängden beräknas finnas inom delområde 3 (Figur 5.7, Tabell 5.8). Inom delområde 2 beräknas ca 30 till 40 % av den totala föreningsmängden förekomma. 8000 kg 6000 4000 Arsenik PAHcanc PAHövr 2000 0 1 2 3 4 Delområde Figur 5.7. Beräknad mängd arsenik och PAH-föreningar i delområde 1 4. 5.1.8 Jämförelse XRF-mätningar och resultat laboratorieanalyser I syfte att undersöka om det direktvisande fältinstrumentet XRF på ett snabbt och tillförlitligt sätt kan utnyttjas för att bestämma halterna av metaller och arsenik i ett saneringsskede, har sambandet mellan resultat från XRF-mätning och laboratorieanalyser undersökts. Utförande och resultat beskrivs mer i detalj i Bilaga 5.5. Sammanfattningsvis visar resultaten: Över hela det undersökta haltintervallet fanns en god överensstämmelse mellan resultat från laboratorium och XRF-mätning. I haltintervallet runt Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig och mindre känslig markanvändning visade XRF-mätningen för: o Arsenik i flera fall en lägre koncentration än laboratorieanalysen. Mätning med XRF-instrument kan därmed leda till att halterna underskattas i kvarlämnade massor och massor klassificerade för omhändertagande. 2 Föroreningsutbredningen ej avgränsad i profil 06_PG 17, 06_PG 19, 06_PG 22, 06_PG 26, 06_BH 55, 06_BH60.

Uppdragsnr: 10083246 34 (111) o Koppar, bly och zink högre koncentration än laboratorieanalysen. Mätning med XRF-instrument kan i detta haltintervall leda till en överskattning av halterna i kvarlämnade massor och massor klassificerade för omhändertagande. För säkrast resultat rekommenderas att huvuddelen av klassificering av enhetsvolymer och kontroll schaktbotten och schaktväggar utförs med provtagning enligt Naturvårdsverkets rekommendationer (Naturvårdsverket 1996b) och baseras på laboratorieanalyser. Med hänsyn till att huvuddelen av föroreningarna förekommer i intervallet 0 2 m under markytan bör provtagning för klassificering av enhetsvolymer (50-100 m 3 ) kunna utföras med skruvborrning och i god tid före schaktentreprenad. Prisskillnaden mellan XRF-mätning och laboratorieanalys (under förutsättning att snabbanalyser inte är nödvändig) är i dagsläget liten. Den generellt goda överensstämmelsen mellan XRF-mätning och analysresultat gör att XRF kan användas för kompletterande analyser, t.ex. vid avgränsning av kraftigt förorenade massor, i direkt anslutning till schaktentreprenaden. Om kostnaden för laboratorieanalyser ökar kraftigt, bör klassificering med XRFinstrument övervägas. Samband mellan laboratorieanalyser och XRF-mätningar bör då ånyo kontrolleras och eventuellt bör XRF-mätningarna korrigeras om systematiska skillnader enligt ovan visas med det använda instrumentet. 5.2 Grundvatten Flera av de ämnen som finns i förhöjda halter i jord förekommer också i grundvatten. I Tabell 5.9 och Figur 5.8 5.11 redovisas ämnen som uppvisar en stark avvikelse från bakgrundshalter (arsenik, bly, kadmium, zink) eller överskrider kvalitetskriterier för dricksvatten (arsenik, bly, zink, PAH-föreningar, alifatiska kolväten och i en punkt bensen) och ytvatten (PAH-föreningar, oljekolväten) (SLV 2002; Kemakta 2005). De högsta halterna av arsenik i uppmättes i grundvattenrör 4, 5 och 6 som ligger i östra delen av delområde 3. Grundvattenrör 6, där de högsta halterna påträffades, ligger ca 30 m norr om CCA-impregneringen och det mobila kreosotverket. De högsta halterna av PAH-föreningar rapporterades från grundvattenrör 2 (centrala delen av udden, ca 20 m norr om stationära kreosotimpregneringen), 5 och 6. De högsta halterna av bly och zink påträffades i grundvatten rör 8, beläget ca 50 m ostsydost om CCA-impregneringen Koppar, krom, kvicksilver och nickel överskrider inte dricksvattennormen i analyserade prover (2000, 50, 1 respektive 20 µg/l) i WSPs undersökningar 2005 2007. Bedömning av avvikelse kan inte avgöras då jämförvärde saknas för dessa ämnen. Föroreningshalten i grundvatten har analyserats i flera omgångar (IVL 1993, Ragnsells 1998, Geosigma 2001, WSP 2005 2007). Det medför att en viss information om inom- och mellanårsvariation. Uppmätta halter ligger med ett undantag inom intervallet för de halter som uppmättes 2006 2007 (se Figur 5.8 5.11). I IVLs undersökning 1993 uppmättes ca 2 000 µg arsenik/l i ett prov taget i en provgrop. Provtagningen är troligen inte representativt för grundvatten. WSP har därför utgått från uppmätta halter 2006-2007 vid beräkning av belastning på recipienten. Filtrerade prover uppvisar i de flesta fall lägre prover än ofiltrerade, vilket indikerar att föroreningarna delvis binds till partiklar (Figur 5.8 5.11).

Uppdragsnr: 10083246 35 (111) Tabell 5.9. Analyser av grundvatten 2006 2007. Rör med halter som mycket starkt avviker från jämförvärde och överskrider dricksvattenkriterier markeras med X respektive X. För alifatiska och aromatiska kolväten samt PAH-föreningar finns även kvalitetskriterier för grundvatten för skydd av ytvatten. X markerar att halter över dessa kriterier rapporterats. medför att uppmätt halt är lägre än beskrivna kriterier. Över bakgrund 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Arsenik 9/10 - X - X X X X X - - Krom Överstiger ej dricksvattennorm, jämförvärde saknas. Koppar Överstiger ej dricksvattennorm, jämförvärde saknas. Bly 7/10 X - - X X - - X - - Zink 7/10 - X - - - X - X - - Kadmium 6/10 - - - - - - - - - - Alifater C 5 -C 35 X X - - - - - - - - Aromater C 10 -C 16 - X - - - X - - - - PAH cancerogena - X - X X X - X - - PAH övriga - X X - X X - - - - 30 25 100 99 569 727 179 µg As/l 20 15 10 2006, ofiltr 2006, filtr 2007, filtr 5 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Grundvattenrör Figur 5.8. Arsenik i filtrerade och ofiltrerade grundvattenprov, provtagning 2006-2006. Linjen visar gräns för mycket stark påverkan samt dricksvattennorm. Enhet µg/l.

Uppdragsnr: 10083246 36 (111) 10 33 11 51 8 µg/l 6 4 Ytvatten PAHc Dricks PAHö PAH c PAH ö 2 0 1 2 3 4 5 6 7 9 10 Grundvattenrör Dricks PAHc (0,1) Figur 5.9. Cancerogena och övriga PAH i dekanterade grundvattenprov, provtagning 2006-2006. Linjen visar gräns för mycket stark påverkan samt riktvärde för skydd av ytvatten. Enhet µg/l. 20 52 µg Pb/l 15 10 5 2006, ofiltr 2006, filtr 2007, filtr 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Grundvattenrör Figur 5.10. Bly i filtrerade och ofiltrerade grundvattenprov, provtagning 2006-2006. Nedre linjen visar gräns för mycket stark påverkan och övre dricksvattennorm. Enhet µg/l. µg Zn/l 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0 2880 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Grundvattenrör 2006, ofiltr 2006, filtr 2007, filtr Figur 5.11. Zink i filtrerade och ofiltrerade grundvattenprov, provtagning 2006-2006. Nedre linjen visar gräns för mycket stark påverkan och övre dricksvattennorm. Enhet µg/l.

Uppdragsnr: 10083246 37 (111) 5.3 Sediment Föroreningshalten i sediment i Söderhamnsfjärden har undersökts i flera omgångar i syfte att identifiera starkt förorenade områden och med varierande grad av detaljeringsnivå avgränsa föroreningarna (IVL 1993, Ragnsell 1994; Ragnsell 1998, Geosigma 2001, WSP 2005 2007). Resultaten i sin helhet redovisas i Bilaga 1:4 och 5:1. En mer detaljerad beskrivning återfinns i Bilaga 5:6. I den senaste undersökningen inriktades den inledande provtagningen på att översiktligt avgränsa föroreningsutbredningen utgående på tidigare resultat. Höga halter PAHföreningar påträffades ca 700 m nedströms undersökningsområdet (SGU 14 3 ). För att undersöka om resultatet var representativt för ett större område i recipienten undersöktes ackumulationsbottnar in mot Söderhamn (Flaket) och längre nedströms, ut till Sandarne. Halterna i sediment från den kompletterande undersökningen var förhöjda, men inte i nivå med de halter som påträffats närmast impregneringsområdet eller i SGU 14. 5.3.1 Övergripande beskrivning av föroreningssituationen I området utanför impregneringsområdet, såväl som i Söderhamnsfjärden som helhet, påträffas arsenik, bly, kadmium, koppar, krom, kvicksilver, zink och PAH-föreningar ställvis över nationella och regionala bakgrundshalter. Arsenik överstiger den regionala bakgrundshalten i cirka 40 % av analyserade prover. Redovisade metaller överstiger regionala bakgrundshalter i ca 50 70 % av proverna. Halter som indikerar mycket stor avvikelse från jämförvärde påträffades i 10-20 % av proverna (Naturvårdsverket 1999a) (se exempel i Figur 5.12 5.15). Beräknade medianhalter ligger över kanadensiska effektbaserade kvalitetsnormer för skydd av akvatiska organismer. I ett urval av prover (27 av 79 prover) där PAH-halterna har kunnat normaliseras med kolhalt, var halterna över bakgrund i ca 70 % av fallen. Halter som indikerar mycket stor avvikelse från jämförvärde påträffades i ca 30 % av dessa prover. Koncentrationer av enskilda PAH-föreningar överskrider i många fall effektbaserade riktvärden för några eller alla analyserade föreningar. 5.3.2 Fördelning i plan och profil Förhöjda halter av arsenik, metaller och PAH-föreningar förekommer i stora delar av Söderhamnsfjärden. De högsta halterna av bly, koppar och zink har påträffats i provpunkt B19 som ligger söder om hamnen som är belägen söder om delområde 1 (cisternområdet). Enligt muntliga uppgifter från Margareta Örn-Liljedal gick här tidigare en ledning från kajen till CCA-impregneringen. Det kan inte uteslutas att sedimenten i detta område även är påverkade av hamnverksamheten. Höga halter har även påträffats i provpunkt F13 som ligger utanför CCA-impregneringen. De högsta halterna och kreosot i fri fas har påträffats i sediment utanför CCA-impregneringen och 3 WSPs SGU 14 motsvarar SGU 14h_11 i SGUs undersökning 2002.

Uppdragsnr: 10083246 38 (111) platsen för det mobila kreosotverket. Höga halter PAH-föreningar har också påträffats strandnära utanför det stationära kreosotverket och lagringscisternen. Vid provtagning från Flaket till Sandarne ses en ökning i koncentration av arsenik, redovisade metaller och PAH-föreningar i provpunkt H12 B19, vilket är punkter som ligger i området strax norr och söder om CCA-impregneringen (se exempel i Figur 5.12 5.16) Föroreningshalten i olika skikt av den provtagna sedimentkärnan visar att belastningen har varierat över tid. I de flesta fall är halterna i den ytligaste delen av sedimentet lägre, vilket indikerar en relativt sett lägre belastning de senaste åren. Även vid provtagningar 1984 noterades låga halter av kreosot i den översta centimeterns av sedimenten, trots att lukt noterades av sedimenten som helhet (Ljusnan-Voxnans Vattenvårdsförbund 1984). I fem kärnor har skiktet som teoretiskt motsvarar tiden för den huvudsakliga impregneringsverksamheten analyserats (CCA 1972 2002 och kreosot 1937 1997) (se exempel i Figur 5.12 5.16). För arsenik och metaller valdes skiktet 0,12 till 0,14 m under sedimentyta, vilket med 0,5 till 1 cm påbyggnad av sedimenten per år teoretiskt motsvarar perioden 1980 1995. PAH-föreningar har analyserats i skiktet 0,25 0,3 m under sedimentyta, dvs. teoretiskt perioden 1945 1980. Halterna var i regel högre i dessa skikt. Därutöver har ett djupare skikt (0,3 0,5 m u sedimentytan, motsvarande perioden 1900 1970), analyserats. Halterna var i de flesta fall lägre i detta skikt. Prov från station F13 utgör ett undantag, vilket kan förklaras av att det djupaste skiktet tog från nivå 0,14 0,25 cm under sedimentyta. mg arsenik/kg TS 60 50 40 30 20 10 0 Flaket 1 Flaket 2 N4 G:S4 H12 F13 G:S3 B19 Grundvik Ö 1 Stenåkersviken SGU 14 Ullbacka Vadtorp VIK ÖN 0-0,02 0,12-0,14 0,3-0,5 Figur 5.12. Fördelning av arsenik i plan och profil. Resultat från prover där flera sedimentnivåer har analyserats. Provtagningsstation Flaket 1 är belägen närmast Söderhamn och Sandarne 2 närmast fjärdens mynning. Undre och övre linjen visar gräns för obetydlig avvikelse respektive mycket stor avvikelse från jämförvärde (klass 1 respektive 5 enligt Naturvårdsverket 1999b, Tabell 36). Enhet mg/kg TS. Sandarne 1 Sandarne 2

Uppdragsnr: 10083246 39 (111) mg krom/kg TS 140 120 100 80 60 40 20 0-0,02 0,12-0,14 0,3-0,5 0 Sandarne 2 Sandarne 1 ÖN VIK Vadtorp Ullbacka SGU 14 Stenåkersviken Grundvik Ö 1 B19 G:S3 F13 H12 G:S4 N4 Flaket 2 Flaket 1 Figur 5.13. Fördelning av krom i plan och profil. Resultat från prover där flera sedimentnivåer har analyserats. Provtagningsstation Flaket 1 är belägen närmast Söderhamn och Sandarne 2 närmast fjärdens mynning. Undre och övre linjen visar gräns för obetydlig avvikelse respektive mycket stor avvikelse från jämförvärde (klass 1 respektive 5 enligt Naturvårdsverket 1999b, Tabell 36). Enhet mg/kg TS. mg koppar/kg TS 400 350 300 250 200 150 100 50 0 0-0,02 0,12-0,14 0,3-0,5 Sandarne 2 Sandarne 1 ÖN VIK Vadtorp Ullbacka SGU 14 Stenåkersviken Grundvik Ö 1 B19 G:S3 F13 H12 G:S4 N4 Flaket 2 Flaket 1 Figur 5.14. Fördelning av koppar i plan och profil. Resultat från prover där flera sedimentnivåer har analyserats. Provtagningsstation Flaket 1 är belägen närmast Söderhamn och Sandarne 2 närmast fjärdens mynning. Undre och övre linjen visar gräns för obetydlig avvikelse respektive mycket stor avvikelse från jämförvärde (klass 1 respektive 5 enligt Naturvårdsverket 1999b, Tabell 36). Enhet mg/kg TS.

Uppdragsnr: 10083246 40 (111) mg bly/kg TS 120 100 80 60 40 20 0-0,02 0,12-0,14 0,3-0,5 0 Sandarne 2 Sandarne 1 ÖN VIK Vadtorp Ullbacka SGU 14 Stenåkersviken Grundvik Ö 1 B19 F13 H12 N4 Flaket 2 Flaket 1 Figur 5.15. Fördelning av bly i plan och profil. Resultat från prover där flera sedimentnivåer har analyserats. Provtagningsstation Flaket 1 är belägen närmast Söderhamn och Sandarne 2 närmast fjärdens mynning. Undre och övre linjen visar gräns för obetydlig avvikelse respektive mycket stor avvikelse från jämförvärde (klass 1 respektive 5 enligt Naturvårdsverket 1999b, Tabell 36). Enhet mg/kg TS. log mg PAH16/kg TS 10000 1000 100 10 1 0,1 0,01 0-0,02 0,25-0,3 0,3-0,5 Sandarne 2 Sandarne 1 Ön VIK Vadtorp Ullbacka SGU 14 Stenåkersviken Grundvik Ö 1 B19 RS:94:9a RS:94:10a IVL 3a IVL 2a F13 RS:94:4a G:S5 H12 N4 Figur 5.16. Fördelning av summa 16PAH i plan och profil. Resultat från prover där flera sedimentnivåer har analyserats. Provtagningsstation Flaket 1 är belägen närmast Söderhamn och Sandarne 2 närmast fjärdens mynning. I provpunkter betecknade G:S, IVL, RS 94 avser redovisad halt kreosot. Enhet mg/kg TS. Observera att skalan är logaritmisk. 5.3.3 Mängd och volym Beräkningen av föroreningsvolymer och mängder utgår från uppmätta halter av PAHföreningar och den översiktligt bedömda utbredningen av förorenade sediment i tre områden (Figur 5.17):

Uppdragsnr: 10083246 41 (111) 1. Närmast CCA-impregneringen och det mobila kreosotimpregneringsverket (CCA-impregneringen). 2. Vattenområdet närmast kreosotcisternen (Cistern). 3. Norr om det stationära kreosotimpregneringsverket (Stationära kreosot) Beräkningen bygger på antagandet att sediment ned till 0,5 m under sedimentytan är förorenat. Skrymdensiteten är antagen till 1,1 ton/m 3 och torrsubstanshalten till 30 %. Mängden föroreningar har beräknats utifrån uppmätta halter enligt Tabell 5.10 och redovisas i Tabell 5.11. Område 1 har delats upp i en högkontaminerad och ett mindre förorenad del p.g.a. den stora variationen i halter inom detta delområde. Inom delområde 1 har de högst halter uppmätts och kreosotolja i fri fas har också påträffats inom en yta av cirka 4 000 m 2. Mängden förorenade sediment beräknas till 2200 ton våtvikt (660 ton torrvikt). De allra högsta föroreningsnivåerna av PAH bedöms vara koncentrerade till ett mindre område, omfattande cirka 15 % av den förorenade sedimentmängden. Vid mängdberäkningen har halten PAH16 inom detta mindre område antagits uppgå till 90-percentilen av uppmätta halter inom hela området, ca 8100 mg/kg TS, och mängden PAH16 i detta högkontaminerade område beräknas till cirka 800 kg. I övriga 85 % av de förorenade sedimenten i område 1 uppskattas medelhalten motsvaras av medianhalten för området, 200 mg/kg TS. Mängden PAH16 i dessa delar av område 1 beräknas därmed till 110 kg. Totalt inom område 1 beräknas cirka 900 kg PAH16 finnas. Utanför cisternområdet finns förorenade sediment inom en area av cirka 1 800 m 2. Mängden förorenade sediment beräknas till 990 ton våtvikt (297 ton torrvikt) och medelhalten PAH16 i dessa cirka 260 mg/kg TS. Mängden PAH16 i område B beräknas till ca 100 kg. Utanför det tidigare stationära kreosotimpregneringsverket finns förorenade sediment över en area av cirka 400 m 2. Mängden förorenade sediment beräknas till 220 ton våtvikt (66 ton torrvikt) och medelhalten PAH16 i dessa cirka 200 mg/kg TS. Mängden PAH16 i område C beräknas till mindre än 50 kg. Sammantaget beräknas det inom område A-C finnas cirka 3 100 m 3 sediment med PAH16 i halter över 30 mg/kg TS. Mängden sediment motsvarar cirka 3 400 ton våtvikt med en TS-halt om 30 %. Mängden PAH i aktuella sediment beräknas till cirka 1 ton. I tidigare undersökningar har den det totala förorenade området beräknats till 3 000 m 2, med en massa av 6 000 ton (SCC 2003).

Uppdragsnr: 10083246 42 (111) Tabell 5.10. Antagna halter för beräkning av mängden föroreningar i de tre delområdena. Använt värde i fet stil. Enhet mg/kg TS. N/A: ej relevant pga. litet antal prov. Stationära kreosot CCA-impregneringen Cistern As PAH16 As PAH16 As PAH16 Antal analyser 1 2 8 22 1 7 Max 11,5 212 49 67620 61 1089 90:e percentil N/A N/A N/A 8073 N/A N/A Medel N/A 195 21 5291 N/A 259 Median N/A N/A 16 202 N/A 23 Tabell 5.11. Beräknad mängd förorenade sediment och föroreningsmängder inom de olika delområdena. Area Volym Mängd sediment Mängd föroreningar(kg) m 2 m 3 ton, VV ton, TS Arsenik PAH16 CCA-impregneringen 4000 2000 2200 660 32 Ca 900 Cistern 1800 900 990 297 18 Ca 100 Stationärt kreosot 400 200 220 66 1 Ca 13 Totalt, ca 6 200 3 100 3 400 1 000 50 1 000 Figur 5.17. Områden där höga halter PAH16 har påträffats i sediment (från norr Stationära kreosot, CCA-impregneringen och Cisternen,)

Uppdragsnr: 10083246 43 (111) 5.3.4 Organisk halt och torrsubstanshalt Den genomsnittlig torrsubstanshalt (TS) i sedimentprover tagna 2004 2007 är 34 % (median 30 %), med en lägsta och högsta halt av 14 respektive 78 %. Underlaget utgörs av 73 analyser. Halten av organiskt kol (TOC) har totalt analyserats i 27 prov (WSP 2004 2007). Halten varierade mellan 3,5 och 10 % av TS, med ett medelvärde på ca 6 % (median 7 %). 5.4 Ytvatten 5.4.1 Passiva provtagare Fyra passiva provtagare har varit utplacerade i Söderhamnsfjärden för att undersöka ev. påslag av lösta PAH-föreningar då vattnet passerar impregneringsområdet. De lägsta halterna påträffades i provtagare 4, längst bort från impregneringsområdet (Figur 5.21). I Passiv 3, närmast det mest förorenande området var påslaget störst, framförallt av tvåoch treringade PAH-föreningar med större vattenlöslighet. 90 80 70 ng/l 60 50 40 30 20 10 0 Passiv 1 Passiv 2 Passiv 3 Passiv 4 PAHcanc PAHövr PAH16 Figur 5.21. Halten av cancerogen och övriga PAH-föreningar samt summa PAH16 i passiva provtagare. Enhet ng/l. De passiva provtagarna hängde ute under 4 veckor på stationer i Flaket (Passiv 1), norr om Stab Sueciaudden (passiv 2), i direkt anslutning till CCA-impregneringen (Passiv 3) och i det smala sundet utanför CCA-impregneringen och det mobila kreosotverket. 5.4.2 Belastning och beräknade halter i ytvatten Baserat på medelhalter i grundvattenrör, beräknat flöde och grundvattnets utspädning i Stugsundsfjärden har belastningen och teoretiskt resulterande koncentrationer i ytvatten beräknats. Masstransporten av föroreningar beräknas uppgå till något kilo arsenik och nästan 10 kg zink (Tabell 5.14). Den årliga belastningen av PAH-föreningar och oljekolväten

Uppdragsnr: 10083246 44 (111) beräknas till knappt ca 0,5 kg respektive några kilo (Tabell 5.15). Med de stora föroreningsmängder (ton) som finns inom området bedöms utlakningen pågå under mycket lång tid. De teoretiskt resulterande halterna i Söderhamnsfjärden, om hänsyn enbart tas till impregneringsområdets tillskott, blir låga. Beräknade tillskottshalter ligger under uppmätta lösta totalhalter i de passiva provtagarna. Tabell 5.14. Beräknad belastning och teoretiskt beräknade halter av arsenik och metaller i Söderhamnsfjärden. Arsenik Kadmium Krom Koppar Bly Zink Belastning g/år 1232 5 98 383 117 8982 Beräknad adderad koncentration i fjärd µg/l 0,01 3*10-5 0,0007 0,003 0,001 0,06 Bakgrund 1 µg/l 15 0,3 15 9 3 60 CCME 2 µg/l 5 0,017 8,9 2-4 1-7 30 RIVM MPC 3 µg/l 24 0,34 8,7 1,1 11 7,3 Dricksvattennorm 4 µg/l 10 1 50 2000 10 300 1 Bedömningsgrunder för miljökvalitet Sjöar och vattendrag (NV Rapport 4915) 2 Kanadensiska riktvärden för effekter i ytvatten (sötvatten) CCME, 2002 3 Holländska Naturvårdsverket 2001. MPC=Maximum permissible concentration. Koncentration där inga negativa effekter är förväntade för 95 % av arterna eller de ekologiska processerna. 4 Statens Livsmedelsverk och Naturvårdsverket Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Förorenade områden. Naturvårdsverket 1999, rapport 4918. Bilaga 4 Förorenat grundvatten, tabell 3. Tabell 5.15. Beräknad belastning och teoretiskt beräknade halter av alifatiska och aromatiska kolväten samt PAH-föreningar i Söderhamnsfjärden. alifater C16-C35 aromater C8-C10 aromater C10-C16 PAH16 PAHcanc PAHövr Belastning g/år 2219 276 367 277 36 242 Beräknad konc. fjärd µg/l 0,02 0,002 0,003 0,002 0,0002 0,002 Dricksvattennorm 1 µg/l 100 100 10-0,1 4 1 Naturvårdsverket och Spimfab. Förslag till riktvärden för förorenade bensinstationer. Kemakta 2005. 5.5 Biologiska undersökningar Utgående från uppmätta halter i sediment, genomfördes 2006 en bottenfaunaundersökning i sex provlokaler (Figur 5.22). Undersökningen utfördes av Pelagia AB. I motsvarande punkter togs även sediment för ekotoxikologiskt test av olika reproduktionsparametrar och överlevnad. Detta test utfördes av Institutet för Tillämpad Miljöforskning (ITM) vid Stockholms Universitet. Provtagningspunkterna valdes för att representera sediment med olika PAH-koncentrationer (Tabell 5.14). I samtliga punkter överskreds internationella effektbaserade riktvärden för någon eller några PAH-föreningar (se Tabell 5.16). Arsenik- och metallhalterna bedömdes som relativt låga i förhållande till effektbaserade kvalitetskriterier i de undersökta sedimenten. Resultaten redovisas i sin helhet i Bilaga 5:7 och 5:8.

Uppdragsnr: 10083246 45 (111) SGU14 Figur 5.22. Provpunkter för bottenfaunaundersökning och ekotoxikologiskt test. Provpunkter P13 ligger strax nordost om M10. Från Pelagia 2007 (Bilaga 5:7). 5.5.1 Bottenfauna Påverkan i de sex undersökta stationerna bedömdes som obetydlig eller någon påverkan. Störst påverkan och lägst biomassa kan ses i F13 och SGU14. Även i M10 noteras någon påverkan, men biomassan är här högre. Den multivariata statistiska analysen visar att artantal och AAB-index 4 minskar med ökad PAH-halt och ökat djup. Dessa variabler förklarar ungefär lika mycket av minskningen (muntlig information Mats Uppman, Pelagia). Obetydlig påverkan noterades i stationer med föroreningshalter under ca 30 mg PAH16/kg TS. Cirka 90 % av alla uppmätta sedimenthalter 2006-2007 ligger under denna nivå. Om alla sedimentprover inräknas (1993 2007), inkluderande riktade undersökningar mot de mest förorenade områdena, ligger ca 70 % av alla uppmäta halter under 30 mg/kg TS. 4 AAB = Artantal, abundans, biomassa

Uppdragsnr: 10083246 46 (111) Shannon Tabell 5.16. Uppmätta PAH-halter och resultat från undersökning av profundalfauna (djupare levande organismer). Station PAH16 Biomassa Påverkan (tillstånd, AABindex) mg/kg TS g/m 2 diversitetsindex R3 6-11 13 2,4 Obetydlig P10 1 1,4 - - - M10 41-58 44 1,5 Någon F13 21-67 000 2 2,5 1,3 Någon D18 4-7 33 1,2 Obetydlig B19 10-32 35 1,8 Obetydlig SGU14 2-1 700 3 1,3 1,6 Någon 1 Enbart i den ekotoxikologiska studien. 2 I ITMs test var halten 390 mg PAH16/kg TS 3 ITM analyserade provet och fann en totalkoncentration på 1700 mg PAH 16/kg TS. I WSPs undersökning var högsta uppmätta halt 870 mg PAH16/kg TS. 5.5.2 Toxicitetstest av sediment I den ekotoxikologiska studien undersöktes hur den sedimentlevande hoppkräftan Hyaella azteka påverkades av sediment med olika föroreningshalt (Figur 5.23). Överlevnad, tillväxt, reproduktion, parningsbeteende och tidig embryonalutveckling studerades över en generation, vilket innebär att kroniska effekter studerades. Den tydligaste toxiska effekten påvisas i sediment tagna utanför CCA-impregneringen (F13). I det testade sedimentet var halten ca 400 mg PAH16/kg TS. Inga samband mellan effekt och koncentration kunde visas, vilket tyder på att den biologiska tillgängligheten är låg även vid höga föroreningshalter. Signifikanta effekter erhölls i sediment från ett område där kreosot i fri fas har påträffats. Variationen i biologisk tillgänglighet ses tydligast vid jämförelse mellan F13 och SGU 14, där tydligast effekter påvisades i F13 trots högre halter i testat sediment från SGU14. Andra analyser av sediment från F13 tyder på att det är stor variation i halter på olika djup och att de högsta uppmätta PAH-halterna har uppmätts i denna provpunkt. PAH förekommer ställvis i fri fas i detta strandnära område. Baserat på resultaten var ITMs slutsats att åtgärder endast var motiverade i anslutning till provpunkt F13, det vill säga i sediment i omedelbar anslutning till CCA-impregneringen. Sammanfattningsvis, och med hänsyn till osäkerheter, kan inte effekter på enskilda arter av sedimentlevande organismer uteslutas vid halter som överskrider några hundra mg PAH16 /kg TS.

Uppdragsnr: 10083246 47 (111) Figur 5.23. Den sedimentlevande hoppkräftan Hyaella azteka, olika utvecklingsstadier samt försöksuppställning. 5.6 Microtoxtest Microtoxtest utfördes 2004 på fem sedimentprover (WSP 2004). Koncentrationerna varierade mellan ca 3 och 150 mg PAH16/kg TS. I testet noterades ljushämning, dvs. en negativ effekt, i samtliga prover. Inget samband kan ses mellan koncentration i sediment och ljushämning. Det går därmed inte att utläsa från testet om högre koncentrationer ger större negativa effekter än lägre koncentrationer. Detta kan, liksom i testet med Hyaella azteka, indikera att föroreningarnas biologiska tillgänglighet varierar mellan sedimentproverna.

Uppdragsnr: 10083246 48 (111) 6 Fördjupad miljö- och hälsoriskbedömning Den fördjupade riskbedömningen har i syfte att besvara bland annat följande frågor: Utgör föroreningssituationen i jord och grundvatten inom området en miljöoch hälsorisk? Utgör föroreningssituationen inom det f.d. impregneringsområdet en risk för omgivande miljö, i första hand recipienten Söderhamnsfjärden? Utgör föroreningssituationen i Söderhamnsfjärdens ytvatten och sediment en miljö- och hälsorisk? Föranleder föroreningssituationen särskilda åtgärder för att reducera risken för negativa miljö- och hälsoeffekter? Vilka framtida händelser kan öka riskerna? Den fördjupade miljöriskbedömningen inleds med en sammanfattande problembeskrivning av föroreningskällor, spridnings- och exponeringsvägar samt skyddsobjekt. Möjliga händelser som kan öka spridning och exponering beskrivs. Därefter följer beräkning av platsspecifika riktvärden för jord som ska säkerställa skydd för människors hälsa och miljö inom området i ett långt tidsperspektiv och med hänsyn taget till de exponeringsförutsättningar som följer av två framtida områdesutnyttjande: Rekreationsområde Bostadsområde Omgivningspåverkan, det vill säga nuvarande och framtida föroreningstransport och belastning och risker för det akvatiska livet bedöms separat. Riskerna vägs samman och behovet av riskreduktion beskrivs. 6.1 Problembeskrivning och konceptuell modell 6.1.1 Föroreningskällor Höga halter av arsenik, PAH-föreningar och kisaska med förhöjda halter av metaller förekommer enskilt eller tillsammans i fyllning inom Stugsunds f.d. impregneringsområde. De högsta halterna av arsenik och PAH har påträffats i anslutning till uppställningsplats för det mobila impregneringsverket och den stationära CCA-anläggningen. Höga halter av arsenik och PAH har påträffats vid området där det stationära kreosotimpregneringsverket var beläget samt i centrala och östra delarna av lagringsområdet på udden. I de västra delarna av udden är föroreningshalterna lägre. Fyllningen beräknas att innehålla ca 9 ton arsenik och 15-20 ton PAH-föreningar. Sedimenten i Söderhamnsfjärden är påverkade jämfört med nationella och regionala bakgrundshalter. Detta gäller särskilt PAH-föreningar som förekommer i fri fas och mycket höga halter i anslutning till CCA-impregneringen. Höga halter förekommer också i anslutning till den rivna cisternen för kreosotlagring och norr om den tidigare stationära kreosotanläggningen. De mest förorenade områdena utgör sammanlagt en

Uppdragsnr: 10083246 49 (111) area av ca 5 000-6 000 m 2. Inom de mest förorenade områdena beräknas det finnas cirka ett ton PAH-föreningar. 6.1.2 Transport och spridning Arsenik, PAH-föreningar, tungmetaller och i vissa fall oljekolväten har uppmätts i grundvatten och visar en pågående transport mot Söderhamnsfjärden. Spridningen har skett under verksamhetstiden och kommer med hänsyn till de stora föroreningsmängderna att pågå under mycket lång tid. Misstanke finns om förekomst av markförlagda ledningar inom området. I brist på underlag har läget inte kunnat fastställas, vilket innebär att deras eventuella betydelse som transportväg inte har kunnat bedömas. Föroreningarnas lakbarhet är i nivå med eller lägre än vad som antas i Naturvårdsverkets generella riktvärden. Detta visas också genom att teoretiskt beräknade halter i grundvatten, utgående från platsspecifikt K d och uppmätta föroreningshalter i jord, är högre än uppmätta halter i grundvatten. De högsta föroreningshalterna har påträffats på sedimentnivåer som motsvarar tiden för CCA- och kreosotimpregnering. Lägre uppmätta halter i ytligt sediment tyder på en minskad belastning under senare år. Föroreningshalterna i djupare sedimentskikt tycks också vara lägre, dvs. speglar en lägre belastning före starten av impregneringsverksamheten. Högre vattenflöden, mer frekventa extrema vädersituationer samt ökad eller förändrad båttrafik kan öka den partikulära spridningen av djupare liggande föroreningar och motverka den fortsatta överlagringen med mindre förorenade partiklar. Muddring, arbeten i strandlinjen eller vid kajerna kan inom vissa delar av undersökningsområdet medföra en stor risk för föroreningsspridning. På grund av kajernas dåliga skick finns i dagsläget en stor rasrisk, särskilt i uddens norra och östra delar. Inom dessa områden finns fyllningsmaterial med höga föroreningshalter. Ras kan därmed leda till stor spridning av föreningar till Söderhamnsfjärden. Föroreningar förekommer i ytlig fyllning vilket medför att damm kan utgöra en spridningsväg. Föroreningshalterna i omgivande landområden har inte undersökts, vilket medför att denna eventuella belastning inte kan bedömas. 6.1.3 Skyddsobjekt Människors hälsa Människor vistas i dagsläget tillfälligtvis inom området. Exponering kan ske via inandning av damm, intag av jord och hudkontakt. De ytligt förekommande föroreningarna, särskilt arsenik och PAH-föreningar, kan medföra hälsorisker på kort och lång sikt. Detta medför att ett behov av riskreducerande åtgärder finns med dagens områdesutnyttjande. Förändrat områdesutnyttjande som ökar vistelsetider och antalet exponeringsvägar medför större risker och ett ytterligare behov av riskreduktion. För att bedöma vilka resthalter som är acceptabla beräknas platsspecifika riktvärden. Uppmätta halter av föroreningar i grundvatten överstiger i vissa fall kvalitetskraven för dricksvatten. Detta bedöms inte utgöra en hälsorisk i dagsläget eftersom inget grundvattenuttag sker inom eller nedströms området. Vid en utveckling av området till grönområde eller bostadsändamål är det inte troligt att grundvattnet inom området

Uppdragsnr: 10083246 50 (111) kommer att användas för dricksvattenändamål och grundvattnet bedöms inte som en framtida skyddsvärd resurs i sig. Risker förknippade med inandning ånga bedöms i dagsläget som små med hänsyn till förekommande alifatiska och aromatiska kolvätens relativt låga flyktighet och den stora utspädning som sker utomhus. Vid en eventuell bebyggelse ökar risken för människors hälsa om inträngning av ångor sker till inomhusluft. Risk för exponering via intag av eventuell fisk som vistas stationärt i de mest förorenade sedimentområdena bedöms som liten med tanke på att de förekommande föroreningarna inte biomagnifieras 5 och att de mest förorenade sedimenten täcker en relativt liten yta. Avseende områdets påverkan på fisk som föda bedöms inget behov av riskreduktion föreligga. Inom de begränsade sedimentområden där PAH-föreningar förekommer i mycket höga halter och i fri fas kan risk för hälsa inte uteslutas vid upprepad hudkontakt eller ofrivilligt intag av sediment. Om människor bor i området eller om området utvecklas till rekreationsområde ökar sannolikheten för kontakt. Teoretiskt beräknade och uppmätta halter av föroreningar i ytvatten är låga och bedöms inte utgöra en risk vid bad med eventuella kallsupar. Händelser som mer långsiktigt kan öka transporten till Söderhamnsfjärden, t.ex. ökade flöden och höjt vattenstånd, ökar också grundvattnets utspädning i fjärden. Det bedöms därför inte troligt att föroreningshalter i ytvatten, kopplade till impregneringsområdet, kommer att utgöra ett framtida hälsoproblem. Miljö inom området De höga föroreningshalterna inom området, i kombination med fyllnadsmaterialets låga organiska halt och dåliga vattenhållande egenskaper gör att förutsättningarna för flora och fauna är dåliga. Miljöns skyddsvärde inom industriområdet bedöms som lågt. Det kan inte uteslutas att de höga halterna i jord och sediment kan medföra en risk för djur som tillfälligt vistas inom området, till exempel hundar som rastas. Vid en utveckling av området kommer högre krav att ställas på förutsättningarna för etablering av växtlighet och markfauna. Reduktion av föroreningshalterna och tillförsel av massor med mer fördelaktiga vatten- och näringsegenskaper erfordras. Skydd av miljön inom området inkluderas vid beräkning av acceptabla resthalter. Miljö i omgivningarna Den aktuella platsen och Söderhamnsfjärden ligger inte inom område för riksintresse eller Natura 2000, men har lokalt stor betydelse för det rörliga friluftslivet. Söderhamnsfjärden som helhet uppvisar förhöjda halter jämfört med nationella bedömningsgrunder. I dagsläget överlagras sediment i det närliggande påverkansområdet av sediment med lägre föroreningshalter. Det innebär att om belastningen inte ökar och sedimentationsförhållandena inte förändras, kommer de bottenlevande organismernas exponering successivt att minska. Den utförda biologiska undersökningen visar att obetydlig eller någon påverkan kan ses på ekosystemets struktur, uttryckts som art- och individrikedom, biomassa och diversitet. Art- och individantal och biomassa minskar med ökad PAH-halt och ökat djup. Variablerna förklarar ungefär lika mycket av minskningen. Det ekotoxikologiska testet med det sedimentlevande kräftdjuret, Hyaella azteka, visade att den biologiska tillgängligheten av PAH-föreningarna är varierande. 5 Biomagnifikation: Föroreningshalterna i organismerna ökar i näringskedjan, från växt till rovdjur. Det medför störst risk för höga halter i rovdjur.

Uppdragsnr: 10083246 51 (111) Signifikanta negativa effekter påvisades endast i sediment tagna i den provtagningspunkt där de mest förorenade sedimenten har påträffats. 6.2 Beräkning av riktvärden för mark För att bedöma acceptabla resthalter inom området har platsspecifika riktvärden för mark beräknats. Beräkningen har utförts för de planerade markanvändningarna bostäder alternativt rekreationsområde. Effektbaserade risker, kopplade till föroreningskoncentrationer, har särskiljts från risker relaterade till föroreningsmängder och belastning. Riskbedömningen omfattar arsenik, bly, kadmium, koppar, krom (III) och zink samt cancerogena och övriga PAH. Dessa ämnen förekommer i koncentrationer över regional bakgrund och Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig och mindre känslig markanvändning (KM och MKM), vilket gör att hälsorisker i dagsläget inte kan uteslutas. Bedömningen av hälsorisker inom området omfattar akuta risker och risker vid långvarig exponering. Beräkningar av maximalt acceptabla föroreningshalter baseras på Naturvårdsverkets modell för hälsobaserade riktvärden vid långvarig exponering (Naturvårdsverket, 1997a), uppdaterad med plats- och ämnesspecifik indata. För vissa ämnen justeras värdena ned om akuta toxiska risker föreligger till följd av exponering till jord med höga föroreningshalter. För bedömning av behovet av riskreduktion för att säkerställa en acceptabel situation för miljön inom området har Naturvårdsverkets modell för miljöbaserade riktvärden för skydd av växtlighet och djur använts (Naturvårdsverket, 1997a), med anpassning till planerad markanvändning. Som riktvärde anges för varje ämne det lägsta av värden för skydd av hälsa respektive miljö inom området. Behov av riskreduktion inom området föreligger om uppmätta föroreningskoncentrationer överskrider riktvärdet för jord. 6.2.1 Skyddsobjekt Den fördjupade miljö- och hälsoriskbedömningen har utförts för planerad markanvändning. Inom impregneringsområdet kommer marken antingen användas för bostadsbebyggelse eller som rekreationsområde. Följande skyddsobjekt har identifierats: Människor som ska bo inom området. Människor som utnyttjar området för rekreation. Människor från platsen eller omgivningen som äter fisk från det förorenade områdets recipient. Miljön inom området. Miljön i och vid recipienten.

Uppdragsnr: 10083246 52 (111) 6.2.2 Spridning och exponering De spridnings- och exponeringsvägar som gör att föroreningar kan nå riskobjekten är: Spridning av förorenad jord till inom- och utomhusluft (damm och ånga). Spridning via jord och grundvatten till växter och därifrån vidare till människor inom området. Exponering för jord vid grävarbeten eller lek (intag jord och hudkontakt) Spridning av föroreningar från jord till grundvatten inom området och vidare till ytvatten, sediment och fisk i recipienten. 6.3 Riskbedömning för platsen (miljö och hälsa) Bedömningen av vilka risker som finns på platsen görs med avseende på: Människor som eventuellt ska bo platsen. Människor som tillfälligt vistas på platsen. Miljön inom området Riskerna för människor på platsen samt för miljön inom området bedöms i förhållande till beräknade acceptabla maxhalter för platsen. För hälsoriskerna tas hänsyn till de exponeringsvägar som är aktuella med planerad markanvändning. De acceptabla maxhalterna för platsen är beräknade för den omättade zonen, det vill säga jord ovanför grundvattenytan, men kommer även att tillämpas för den mättade zonen. För mark under grundvattenytan är antal exponeringstillfällen färre och behovet av skydd för djur och växter mindre. Därmed kan acceptabla maxhalter för platsen användas även under grundvattenytan, utan att riskerna underskattas. 6.3.1 Antaganden för beräkning av acceptabla maxhalter Acceptabla maxhalter har tagits fram för två olika typer av markanvändning; Rekreationsområde (R) och Bostadsmark (B). Dessutom har acceptabla maxhalter tagits fram för två djup; 0-1 m (B1 alt. R1) och 1-2 m (B2 alt. R2). I Tabell 6.1 redovisas en sammanställning av de antaganden som har gjorts med avseende på miljöoch hälsorisker. Antaganden för Naturvårdsverkets generella riktvärden för KM och Parkmark visas också som jämförelse. I avsnitten nedan beskrivs bakgrunden till antagandena.

Uppdragsnr: 10083246 53 (111) 6.3.1.1 Hälsorisker Planerad markanvändning medför att människor som bor eller tillfälligt vistas inom området kan exponeras för föroreningar från området genom: Bostadsmark Intag jord Hudkontakt Inandning damm Inandning ånga inomhus och utomhus Intag växter Intag fisk Rekreationsområde Intag jord Hudkontakt Inandning damm Inandning ånga utomhus Intag växter Intag fisk Intag av dricksvatten antas ej vara en relevant exponeringsväg för människor som vistas inom området eftersom det inte finns några planer på grundvattenuttag. Exponeringsantaganden för Bostadsmark 0-1 m u my (B1) är generellt desamma som för antaganden gjorda för generella riktvärden för känslig markanvändning (KM), d.v.s. människor kan maximalt exponeras för föroreningarna via intag jord och inandning av damm 365 dagar per år samt via hudkontakt 80/45 dagar per år för barn respektive vuxna. Exponeringen antas dock ske under fler år (78 år) än i det generella fallet (64 år). För Rekreationsområde 0-1 m u my (R1) antas en högre exponering (80 dygn per år) än för de generella riktvärdena för parkmark (20 dygn per år), eftersom rekreationsområdet antas ha ett mer frekvent besökande med dess närhet till staden och närliggande bostadsområden. Människor antas därför maximalt exponeras för föroreningar via intag jord, hudkontakt och inandning damm 80 dagar per år. Sannolikheten för intag av jord, hudkontakt och inandning av damm minskar om marken ligger djupare, varför en lägre exponeringstid (20 dygn per år) har valts för Bostadsmark 1-2 m u my (B2). En ännu lägre exponeringstid (10 dygn per år) antas för djupare mark inom rekreationsområde (R2), eftersom människor antas vistas där i mindre utsträckning än i ett bostadsområde. Föroreningar i gasfas kan nå utomhusluft och inomhusluft och medföra att människor exponeras för dessa, varför 365 dygn per år har valts som exponeringstid för Bostadsmark (B1 och B2), samt 80 dygn per år för rekreationsområde (R1 och R2). För Bostadsmark tas hänsyn till exponering via ångor inomhus. Utspädningen mellan porluft och inomhusluft har antagits vara lägre än den utspädning som används i det generella fallet (1/1300 istället för 1/20000) eftersom de översta marklagren inom området huvudsakligen utgörs av fyllningsmaterial vilket kan antas ha en högre genomsläpplighet (NV 4889). För rekreationsområdet tas hänsyn till inandning av föroreningar i gasfas utomhus, men utspädningen mellan porluft och utomhusluft antas vara 100 gånger högre än för inomhusluft (1/130 000). Utspädningen för djupare marklager antas vara något högre än det ytliga lagret (1/1600 för inomhusluft och 1/160 000 för utomhusluft) (NV4889).

Uppdragsnr: 10083246 54 (111) Det kan inte uteslutas att grönsaker och/eller fruktträd kommer att odlas vid eventuell framtida bostadsbebyggelse. Det bör inte heller finnas restriktioner för att plocka och förtära eventuella bär inom rekreationsområdet. Exponeringsvägen intag av frukt och grönt beaktas i riktvärdena för båda markalternativen. För bostadsmark görs samma antaganden som för de generella riktvärdena för känslig markanvändning (16 och 32 kg per år för barn respektive vuxna). För rekreationsområdet antas intag växter vara lägre och samma antaganden har gjorts som för de generella riktvärdena för parkmark (1 kg per år för både vuxna och barn). Eftersom endast ett fåtal växter förväntas ha ett upptag av näringsämnen från jord djupare än 1 m u my antas ett lägre intag av frukt och grönt från djupare jord både för bostadsmark och för rekreationsområde. Jämfört med ytlig jord antas istället en tredjedel av intag växter härstamma från djup jord. Området ligger i direkt anslutning till Söderhamnsfjärden och därmed beaktas intag av fisk som exponeringsväg. 6.3.1.2 Risker för miljön på platsen Skydd av miljön för klass B1 och R1 har samma skydd som för känslig markanvändning (KM). För B2 och R2 har samma skydd för miljön på platsen antagits som för mindre känslig markanvändning (MKM), eftersom den biologiska aktiviteten avtar med ökat djup och miljön därmed bedöms ha ett lägre skyddsvärde än i ytlig mark.

Uppdragsnr: 10083246 55 (111) Tabell 6.1. Sammanställning av antaganden för beräkning av acceptabla maxhalter för Stugsund. Antaganden för generella riktvärden för känslig markanvändning (KM) och parkmark redovisas som jämförelse. Exponeringsväg / Utspädning / Skyddsvärde Intag jord (dygn/år) Hudupptag (dygn/år) (barn/vuxna) Inandning damm (dygn/år) Inandning ångor inomhus (dygn/år) Inandning ångor utomhus (dygn/år) Bostadsmark ytlig (0 1,0 m) B1 Platsspecifika riktvärden Bostadsmark djup (1,0 2 m) B2 Rekreation (0 1,0 m) R1 Rekreation (1,0 2 m) R2 Generella riktvärden KM NV 4639 Park NV 4889 365 20 80 10 365 20 80/45 20 80 10 80/45 20 365 20 80 10 365 20 365 365 ej aktuellt ej aktuellt 365 ej aktuellt - - 80 80-20 Intag växter (kg/år) Barn: 16 Vuxna: 32 Barn: 5,5 Vuxna: 11 1 0,33 Barn: 16 Vuxna: 32 1 Intag dricksvatten från platsen ej aktuellt ej aktuellt ej aktuellt ej aktuellt 365 Ja, 500 m från platsen Intag fisk från närbeläget ytvatten Utspädning porluft/ inomhusluft ja ja ja ja ja - 1/1300 1/1600 ej aktuell ej aktuell 1/20 000 ej aktuell Utspädning porluft/ utomhusluft Ekotox on site (skydd miljö på platsen) 6.3.2 Platsspecifik indata 1/130 000 1/160 000 1/130 000 1/160 000 -- 1/2000000 0,5 x E NL E NL 0,5 x E NL E NL 0,5 x E NL 0,5 x E NL Platsspecifik indata redovisas i Bilaga 6:2. Nedan beskrivs de beräkningar som har gjorts för viss indata.

Uppdragsnr: 10083246 56 (111) 6.3.2.1 Jordegenskaper Medelvärdet för TOC (1,1 %) har använts vid beräkning av K d för organiska ämnen (t.ex. PAH). Detta medelvärde har beräknats från analysresultat av 12 prover. Prover med avvikande höga TOC-halter har ej tagits med i medelvärdet för att inte underskatta lösligheten av organiska ämnen. Eftersom jorden på platsen utgörs av fyllnadsjord antogs övriga jordegenskaper vara lika som genomsläppliga jordarter (NV 4889). 6.3.3 Ämnesspecifik indata Ämnesspecifik indata som har använts vid beräkning av acceptabla maxhalter för platsen samt referenser till datakällorna redovisas i Bilaga 6:3. För många ämnen har samma indata använts som då Naturvårdsverkets generella riktvärden togs fram. Om nyare indata finns har uppdaterade värden använts om källan bedömts vara tillförlitlig (t.ex. om uppdaterade värden har tagits fram av samma organisation eller institut som används i Naturvårdsverkets generella riktvärden). I många fall innebär detta en höjning av kraven för att reducera riskerna (d.v.s. lägre acceptabla maxhalter). 6.3.4 Beräkning av acceptabla maxhalter för platsen Hur beräkningen av acceptabla maxhalter för platsen har utförts beskrivs i Bilaga 6:1. Viktade riktvärden för cancerogena respektive övriga analyserade PAH har också tagits fram. De viktade riktvärdena baseras dels på beräknade riktvärden för respektive ämne, dels på den representativa fördelningen av dessa PAH i jordprov från platsen. Hur viktningen har gjorts beskrivs i Bilaga 6:5. 6.3.5 Förslag till och utvärdering av acceptabla maxhalter för platsen Förslag till acceptabla maxhalter för platsen presenteras i Tabell 6.2 och Bilaga 6:4. I bilagan redovisas även referenskoncentrationer för olika exponeringsvägar och jordklasser, sammanvägda hälsobaserade riktvärden och miljöbaserade riktvärden. Acceptabla maxhalter för bostadsmark och rekreationsmark ligger generellt i nivå med eller högre än generella riktvärden för känslig markanvändning. De platsspecifika riktvärdena är huvudsakligen styrda av skydd av miljön på platsen. Högre acceptabla maxhalter för metaller än generella riktvärden orsakas av att intag dricksvatten från platsen ej beaktas samt att ett lägre skydd av miljön i djup jord har antagits. Högre acceptabla maxhalter för PAH beror på att värdet är ett viktat värde som tar hänsyn till fördelningen av PAH:erna på platsen. För arsenik är det exponeringsvägen intag av jord och/eller intag grönsaker som dimensionerar maxhalten för bostadsmark samt ytlig rekreationsmark. Den beräknade maxhalten för arsenik är så låg att den justeras upp till en generell bakgrundshalt för Sverige, då det inte bedöms vara motiverat att sanera marken till lägre halter än bakgrundsnivåer. En lägre bakgrundshalt för arsenik har dock valts än i föreslaget

Uppdragsnr: 10083246 57 (111) värde i NV 4639, eftersom bakgrundshalten av arsenik inom denna region generellt är låg (se även Tabell 5.1). Tabell 6.2. Förslag till acceptabla maxhalter för förorenad jord (mg/kg TS) för olika typer av markanvändning vid Stugsund. Värden för generella riktvärden för känslig markanvändning (KM) och parkmark redovisas som jämförelse. Den dimensionerande exponeringsvägen redovisas för de riktvärden där hälsorisker är styrande (is=jord, du=hud, iv=ånga inomhus, ow=ånga utomhus, id=damm, iw=dricksvatten, gw = grundvatten, ig=intag grönsaker). Resterande riktvärden styrs av skydd för miljön inom området (normal stil) eller bakgrundshalten (b). Ämne Bostadsmark ytlig mark (0 1 m) B1 Acceptabla maxhalter Bostadsmark djup mark (1-2 m) B1 Rekreation ytlig mark (0 1 m) B1 Rekreation djup mark (1 2 m) B1 Bakgrundshalter Söderhamn 6 Generella riktvärden Park NV 4889 KM NV 4639 Arsenik 10 (b) 7 10 (b) 10 (b) 40 2 15(b) Bly 145 290 145 290 16 Kadmium 4 (ig) 12 6 12 0,3 80 (gw) 0,4 (gw) Koppar 100 190 100 190 6 100 Krom 120 230 120 230 88 120 Zink 360 720 360 720 31 350 PAH canc. 8 3 (ig) 11 (ig) 20 40-8 0,3 (ig) PAH övr. 11 (iv) 16 (iv) 20 40-20 20 6.3.6 Akuttoxiska risker Intag av en näve jord (ca 10 g) innehållande 1000 mg As/kg jord innebär en dos på ca 10 mg arsenik, vilket kan ge mycket allvarlig akut förgiftning hos ett litet barn (IMM, 2006). Arsenikhalten i 1 % av proverna från för- och detaljundersökningen överskrider 1000 mg/kg TS. Hälften av dessa prover finns i de översta 3 dm. Detta innebär att det i dagsläget kan finnas akuta hälsorisker för barn. Mattias Öberg, Institutet för Miljömedicin rekommenderade att en säkerhetsmarginal, exempelvis en faktor 3, bör tillämpas för jord där sådan exponering kan ske (d.v.s. att halter över 330 mg/kg TS ej bör kvarlämnas i jord som kan var åtkomlig för oralt intag). 6 Bakgrundshalterna är medelhalter (n=50) för rostjord (B1-horisont) från skogsmark i Söderhamns kommun (Skog och Miljö, rapport 12, 2002). 7 Värdet för arsenik är uppjusterat till generella bakgrundshalter i den naturliga miljön i Sverige. 8 De platsspecifika riktvärdena för cancerogena och övriga PAH:er är viktade riktvärden d.v.s. hänsyn har tagits till fördelningen av ingående PAH:er på platsen.

Uppdragsnr: 10083246 58 (111) Med föreslagna acceptabla maxhalter och planerad markanvändning bedöms risken för akuta toxiska effekter som försumbar. 6.3.7 Slutsatser Miljö- och hälsorisker inom området Vid jämförelse mellan beräknade acceptabla maxhalter för markanvändningsalternativen bostäder och rekreation och uppmätta halter kan man konstatera följande (jämför Tabell 6.2 och 5.3): Arsenikhalten i 1 % av proverna överskrider akuttoxisk nivå. Vissa av dessa prover finns i de översta 3 dm. Detta innebär att det i dagsläget kan finnas akuta hälsorisker om barn får i sig förorenad jord. Uppmätta halter av framför allt arsenik samt cancerogena och övriga PAH kan medföra risker på lång sikt för människor som bor eller vistas inom området. Uppmätta halter av cancerogena och övriga PAH kan medföra en risk för markmiljön. Uppmätta halter av zink kan medföra en risk för markmiljön i ytliga marklager. Inom området är halterna av övriga metaller generellt lägre än de acceptabla maxhalterna, förutom i enstaka punkter. 6.4 Omgivningspåverkan Bedömningen av vilka risker som finns för hälsa och miljön i den närliggande recipienten Söderhamnsfjärden är baserad information från flera delar av undersökningarna. Strategin har varit att utnyttja informationen om olika delar av den orsakskedja som finns mellan föroreningskällor (jord och sediment), spridning och effekter på skyddsobjekten (Tabell 6.3). Resultaten utvärderas för att bedöma om risk för människors hälsa och miljö finns på kort och lång sikt samt hur stor riskreduktion som erfordras. Tabell 6.3. Orsakskedja och utförda undersökningar för att bedöma risken för recipienten Söderhamnsfjärden. Del i orsakskedja Undersökning/utvärdering av effekt Förorenat grundvatten. Biotillgänglig fraktion ytvatten. Föroreningshalt i sediment. Teoretiskt beräknad halt i Söderhamnsfjärden (från uppmätta halter i grundvatten och beräknad utspädning) (avsnitt 5.4.2). Jämförelse med effektbaserade miljökvalitetskriterier och dricksvattennorm. Beräknad belastning (avsnitt 5.4.2). Jämförelse med generellt riktvärde för skydd av det akvatiska ekosystemet. Halt lösta PAH-föreningar i passiva provtagare (avsnitt 5.4.2). Jämförelse med effektbaserade miljökvalitetskriterier och dricksvattennorm. Jämförelse med internationella effektbaserade riktvärden för hälsa och miljö (avsnitt 5.3.2). Belastningens förändring över tid (avsnitt 5.3.3).

Uppdragsnr: 10083246 59 (111) Biologisk tillgänglighet, effekt på population. Biologisk tillgänglighet, effekt ekosystem, samhälle Ekotoxikologiskt test med Hyaella azteka i sediment av olika föroreningsgrad (avsnitt 5.5, Bilaga 5:8). Bottenfaunaundersökning i lokaler med olika föroreningsgrad (avsnitt 5.5, Bilaga 5:7). 6.4.1 Risker kopplade till föroreningshalter i ytvatten Teoretiskt beräknade metallhalter i ytvatten ligger klart under effektbaserade riktvärden och förslag på svenska miljökvalitetsnormer (Naturvårdsverket remiss 2007). PAH-halterna i passiva provtagare, som integrerar en längre provtagningssperiod, visade cirka 10 till 400 gånger högre halter än de teoretiskt beräknade. En markant ökning i halter visades också i provtagningspunkten närmast impregneringsområdet. Detta tyder på att det förekommer lokala koncentrationsgradienter och att halterna i nära anslutning till utströmningsområdet kan vara väsentligt högre. Orsaken kan vara utströmmande förorenat grundvatten eller frigörelse eller spridning från sediment. Halterna i de passiva provtagarna ligger dock under effektbaserade miljöriktvärden för ytvatten. Uppmätta och beräknade halter ligger väl under förekommande dricksvattennormer. Sammanfattningsvis leder detta till slutsatsen att miljö- och hälsorisker kopplade till föroreningshalter i ytvatten bedöms som små, men att lokala effekter i omedelbar anslutning till impregneringsområdet inte kan uteslutas. 6.4.2 Risker kopplade till föroreningshalter i sediment De högsta uppmätta halterna av arsenik, metaller och PAH överskrider något eller några av de redovisade internationella effektbaserade miljöriktvärden. Risken för effekter är dock starkt kopplade till platsspecifika förutsättningar vilket har motiverat undersökning av bottenfauna och en ekotoxikologisk studie. Undersökningarna utfördes på provtagningslokaler eller med sediment från Söderhamnsfjärden med ökande halter av PAH-föreningar. Den utförda bottenfaunaundersökningen visar att obetydlig eller någon påverkan kan ses på ekosystemets struktur, uttryckt som art- och individrikedom, biomassa och diversitet. Art- och individantal och biomassa minskar med ökad PAH-halt och ökat djup. Variablerna förklarar ungefär lika mycket av minskningen. Obetydlig påverkan, vilket är den lägsta klassen enligt Naturvårdsverket 1999a 9, noterades i halter upp mot ca 30 mg PAH16/kg TS. Någon påverkan (klass 2) noterades i intervallet 40 till 1 700 mg PAH 16/kg TS. Bottenfaunaundersökningen integrerar något till några års exponering beroende på arternas livslängd. Utifrån resultaten och med hänsyn till de osäkerheter som finns är bedömningen att effekter på bottenfaunans struktur inte kan uteslutas då halterna överskrider ca 50 mg PAH16/kg TS. Sammanfattningsvis bedöms störningen i bottenfaunans struktur som liten i förhållande till uppmätta halter. Resultaten visar att föroreningarnas biologiska tillgänglighet är låg. 9 Påverkan klassificeras som Klass 1: ingen eller obetydliga effekter, Klass 2: måttliga effekter med enbart någon avvikelse från ostörda förhållanden, Klass 3: tydliga effekter av störning, Klass 4: starka effekter av störning, Klass 5: mycket starka effekter av störning.

Uppdragsnr: 10083246 60 (111) I en tidigare bottenfaunaundersökning konstaterades att organismer saknades i en punkt utanför cisternområdet där den då tydligaste påverkan av kreosot noterades (Ljusnan- Voxnans Vattenvårdsförbund 1984). Vidare konstateras att Vid övriga stationer återspeglar ej bottenfaunans sammansättning någon påverkan som med säkerhet kan härledas till sedimentens innehåll av kreosot och/eller olja : I det ekotoxikologiska testet kunde inga samband ses mellan föroreningsgrad och effekt vilket visar att den biologiska tillgängligheten är låg även vid höga föroreningshalter. Signifikanta effekter erhölls i sediment från ett område där kreosot i fri fas har påträffats. I det testade sedimentet var halten ca 400 mg PAH16/kg TS. Sammanfattningsvis, och med hänsyn till osäkerheter, kan inte effekter på enskilda arter av sedimentlevande organismer uteslutas vid halter som överskrider några hundra mg PAH16 /kg TS. Baserat på norska generella riktvärden för sediment bedöms förekommande arsenikoch metallhalter i sediment utgöra en liten risk för människors hälsa. Om jämförelser görs med referenskoncentration för hudkontakt jord i de generella riktvärdena för mindre känslig markanvändning (exponeringstid 122 dagar/år) kan konstateras att låg risk för negativa effekter genom hudkontakt med cancerogena och övriga PAH-föreningar förväntas under halter i sediment på 115 respektive 20 000 mg/kg TS. I ett fåtal punkter har halter av cancerogena och övriga PAH-föreningar uppmätts över dessa värden, medan 90:e percentilen ligger väl under. Hälsorisker bedöms därmed föreligga huvudsakligen i de begränsade områden där PAH-föreningar föreligger i fri fas. Därutöver kan förekomst av PAH-föroreningar utgöra en olägenhet eftersom stark lukt och påtagliga synliga tecken på föroreningar kan förekomma i koncentrationer under de nivåer som utgör en hälsorisk. Sammanfattningsvis kan konstateras att styrande för åtgärder i sedimentområden nära impregneringsområdet är skydd av miljö och reduktion av olägenheter som lukt och påtagliga synliga tecken på förorening. WSPs sammanvägda bedömning är att det föreligger ett åtgärdsbehov för att reducera kort och långsiktiga miljörisker i områden där föroreningshalterna överskrider cirka 50 mg PAH 16/kg TS. Om detta mål uppfylls kommer riskerna för människors hälsa att vara försumbara och risken för olägenheter bedöms som små. 6.4.3 Belastning Söderhamnsfjärden som helhet uppvisar förhöjda halter jämfört med nationella bedömningsgrunder. Transporten av föroreningar till recipienten bedöms i dagsläget som relativt blygsam, men kommer med tanke på de stora föroreningsmängderna att fortgå under mycket lång tid om inga åtgärder vidtas. Transporten av föroreningar bedöms p.g.a. utspädningen inte påverka bakgrundshalterna i ytvatten annat än lokalt i utströmningsområdet. I dagsläget överlagras sediment i det närliggande påverkansområdet av sediment med lägre föroreningshalter. De högsta föroreningshalterna har påträffats på sedimentnivåer som motsvarar tiden för CCA- och kreosotimpregnering. Föroreningshalterna i djupare sedimentskikt tycks också vara lägre, dvs. speglar en lägre belastning före starten av impregneringsverksamheten. Det innebär att om belastningen inte ökar och sedimentationsförhållandena inte förändras, kommer de bottenlevande organismernas exponering att minska successivt även om inga åtgärder vidtas inom landområdet.

Uppdragsnr: 10083246 61 (111) Föreslagna riktvärden för skydd av miljö och hälsa inom området ligger väsentligt lägre än de generella riktvärden som beräknats för skydd av ytvattenrecipient i Naturvårdsverket 1997 (rapport 4639). Spridning och belastning på omgivande landområden har inte beaktats i riskbedömningen då dataunderlag (partikel- och föroreningshalter i luft, halter i ytlig jord) saknas. Det är dock klart att identifierat behov av riskreducerande åtgärder inom området kommer att leda till att riskerna väsentligt minskas. Utveckling av området till rekreationsområde eller för bostadsändamål kommer också att reducera risken för damning. 6.4.4 Slutsatser risker för hälsa och miljön i omgivningen Baserat på uppmätta halter i ytvatten och sediment samt utförda tester drar WSP följande slutsatser: Risker för sedimentlevande organismer kan inte uteslutas då föroreningshalter i sediment överskrider ca 50 mg PAH16/kg TS. Några till måttliga störningar har påvisats i intervallet upp till ca 400 mg PAH 16/kg TS. Uppmätta halter av arsenik och metaller bedöms utgöra en låg risk. Risker för människors hälsa kan föreligga inom de områden där halterna av cancerogena och övriga PAH-föreningar i sediment överskrider 100 respektive 20 000 mg/kg TS (fri fas). Uppmätta halter av arsenik och metaller bedöms utgöra en låg risk för negativa hälsoeffekter. Olägenheter i form av stark lukt och påtagliga synliga tecken på föroreningar kan förekomma i koncentrationer under de nivåer som utgör en hälsorisk. På grund av kajernas dåliga skick finns i dagsläget en stor rasrisk, särskilt i uddens norra och östra delar. Inom dessa områden finns fyllningsmaterial med höga föroreningshalter. Ras kan därmed leda till stor spridning av föreningar till Söderhamnsfjärden. Miljö- och hälsorisker kopplade till uppmätta och beräknade halter i ytvatten bedöms som små, men att lokala miljöeffekter i nära anslutning till impregneringsområdet inte kan uteslutas. Transporten av föroreningar till recipienten bedöms i dagsläget som relativt blygsam, men kommer med tanke på de stora föroreningsmängderna att fortgå under mycket lång tid om inga åtgärder vidtas. I dagsläget överlagras sediment i det närliggande påverkansområdet av sediment med lägre föroreningshalter. Det innebär att om belastningen inte ökar och sedimentationsförhållandena inte förändras, kommer de bottenlevande organismernas exponering att minska successivt även om inga åtgärder vidtas inom landområdet. Högre vattenflöden, mer frekventa extrema vädersituationer samt ökad eller förändrad båttrafik kan öka den partikulära spridningen av djupare liggande föroreningar och motverka den fortsatta överlagringen med mindre förorenade partiklar. Muddring och arbeten i strandlinjen kan inom vissa delar av undersökningsområdet medföra en stor risk för föroreningsspridning. WSPs sammanvägda bedömning är att det föreligger ett åtgärdsbehov för att reducera kort och långsiktiga miljörisker i områden där föroreningshalterna i sediment överskrider cirka 50 mg PAH 16/kg TS. Om detta mål, i kombination med åtgärder som reducerar föroreningskoncentrationerna och mängderna inom landområdet, uppfylls

Uppdragsnr: 10083246 62 (111) bedöms riskerna för människors hälsa att vara försumbara och framtida miljörisker kopplade till händelser som ökar den partikulära spridningen vara kraftigt reducerade.

Uppdragsnr: 10083246 63 (111) 7 Åtgärdsutredning Till grund för åtgärdsutredningen avseende Stugsund f.d. impregnering ligger områdets föroreningssituation och genomförd riskbedömning. Hänsyn tas också till planerad markanvändning samt projektets övergripande åtgärdsmål, dvs. vad och vilka som ska skyddas. Åtgärdsutredningen baseras i hög grad på slutsatser avseende metoder och tillvägagångssätt som ges av tidigare utredningar. Fokus för denna utredning har varit att ta fram realistiska åtgärdsförslag med god beskrivning av projekteringsförutsättningar och kostnader. För respektive alternativ beskrivs och visualiseras: Volymer som uppstår, kostnader samt tidsaspekter för genomförandet. Vilka resthalter och mängder som återstår efter avslutade åtgärder. Riskreduktionen på objektet, exponeringssituationer som försvinner samt vilken markanvändning som kan tillåtas efter åtgärderna. Teknikens osäkerhet De olika alternativen jämförs sedan med varandra i en riskvärdering, där miljömässiga, tekniska, ekonomiska och andra intressen vägs mot varandra. Först därefter formuleras förslag till mätbara åtgärdsmål. 7.1 Förutsättningar 7.1.1 Söderhamns kommuns förutsättningar I Söderhamns kommuns vision 2012 finns strategin att utveckla attraktiva boendemiljöer. Kommunen anser att hela området öster om Faxeholmen, beläget mellan staden och Stugsund, har en viktig roll för Söderhamn i sin egenskap som stad vid havet, som sedan grundandet 1625 varit en viktig del av stadens identitet. Efter genomförandet av erforderliga efterbehandlingsåtgärder är det kommunens avsikt att under överskådlig tid nyttja det f.d. impregneringsområdet för bostadsbebyggelse alternativt park eller rekreationsområde. Följande text är ett utdrag ur dokument Program för utveckling av Faxe Östra strandnära område mellan Faxeholmen och Stugsund, antaget av kommunfullmäktige 2006-01-30. Stab-Sueciaudden 10 är unik med sitt läge vid inloppet till Söderhamns stad i direkt anslutning till Stugsund med sin hamn. Här kan olika anläggningar som har utgångspunkt i båt- och besöksnäringen som exempelvis ny marina men även centrumbebyggelse tänkas. Inom före detta Stab-Suecia-området saneras området för känslig markanvändning vilket innebär att bostäder kan bli aktuella. I ett längre perspektiv bör även frågan hur den norra stranden kan samspela med udden utredas. 10 Stugsundsudden har tidigare benämnts Stab-Sueciaudden.

Uppdragsnr: 10083246 64 (111) För området i sin helhet arbetar kommunen med målet att bättre utnyttja det vattennära läget för östra Faxeområdet och kontakten med stadskärnan. En strandpromenad har anlagts mellan Faxeholmen och fram till Stugsundsudden. Framtida möjligheter för Stugsundsudden har också beskrivits i Program för utveckling av grönstruktur, oktober 2005. Vyn över Flaket i norr och den långa strandlinjen ger området ett stort upplevelsevärde. Faxeholmens karaktäristiska kulle ger tillsammans med de bergsskärningar som ostkustbanan ger området rytm och karaktär. Dessa landmärken återfinns längre in mot stadskärnan och är karaktäristiska för Söderhamn. Stab-Sueciaudden är också en viktig plats för vilken man kan se både in mot staden och Flaket och ut över inloppet till Söderhamn. I program för utveckling av grönstruktur finns även beskrivet möjligheter med Stugsundsudden som kan göras till en spännande plats, som målpunkt för strandpromenad samt gång- och cykelstråk. 7.1.2 Geotekniska förutsättningar De geotekniska undersökningarna inom området har utmynnat i följande restriktioner avseende arbeten och åtgärder inom området i syfte att undvika markbrott och andra geotekniska olägenheter (se Bilaga 1:2, 1:3). Restriktionerna utgör del av beslutsunderlaget för bestämning av lämplig princip för sanering av området. Fyllning får inte utföras närmare än 10 m från släntkrönet mot vattnet. Fyllningshöjden begränsas till 2 m om inte särskild utredning visar att det är möjligt att utföra högre fyllningar. Schaktning måste utföras med stor försiktighet. Det bedöms lämpligt att driva schakten från slänten och i riktning inåt mot land. Schakt ner till havsnivån (grundvattennivån) kan utföras utan förstärkningsåtgärder. Vid eventuell schaktning till större djup (under grundvattenytan) krävs schakt inom spont samt mycket omfattande pumpning, bortledning och rening av grundvatten. Sanering av förorenat sediment i vattenområdet, t ex muddring, måste utföras med försiktighet för att undvika att befintlig kajkonstruktion rasar. Det är lämpligt att denna sanering utförs i samband med övriga åtgärder för konstruktionerna och i samråd med konstruktör/geotekniker. När metod har bestämts bör åtgärderna planeras i samråd med geotekniker. Särskilda utredningar kan behövas för detaljplanering av arbetena. Ovanstående redovisas i PM-Geo. I samma PM redovisas även följande bedömningar och rekommendationer: För delar av strandlinjen ( udden ) kan bättre stabilitetsförhållandena erhållas genom att flytta densamma ca 20 m söderut och göra en ny flack slänt mot vattnet. Om området i framtiden skall bebyggas med bostäder krävs en kompletterande geoteknisk utredning när bättre planeringsunderlag föreligger.

Uppdragsnr: 10083246 65 (111) 7.1.3 Förutsättningar avseende kajkonstruktionen Befintliga kajkonstruktioner är i mycket dåligt skick. Åtgärdsbehovet och möjligheterna för kajerna påverkas av framtida markanvändning och saneringsalternativ. Släntning med bibehållande av den kortare strandskoningen av huggen sten i den norra delen av udden bedöms som ett kostnadseffektivt alternativ vid bostadsbebyggelse eller ett rekreationsalternativ. Om en framtida industrianvändning planeras och om betydande laster blir aktuella på kajplan, krävs sannolikt ett väsentligt dyrare alternativ med stålspontning (se avsnitt 2.6, Bilaga 2.2). 7.1.4 Förutsättningar avseende vattenområdet Farleden i Söderhamnsfjärden utanför det undersökta området är redan idag tämligen grund. Landhöjning är cirka 70 cm på 100 år, vilket riskerar att ytterligare grunda upp farleden. Att ytterligare fylla upp bottennivån genom t ex övertäckning av förorenade sediment leder därför till begränsad framkomlighet för sjötrafiken. 7.1.5 Tidigare utredningar Geosigma AB (2001). För Söderhamns kommun: Impregneringsverk Stugsund, åtgärdsförberedande undersökning och saneringsplan I rapporten konstateras att såväl arsenik som kreosotföroreningarna är av sådan grad att efterbehandlingsåtgärder är angelägna. Höga halter arsenik anges finnas i två delområden med total yta 2 900 m 2 och genom att sanera till åtgärdsmålet 40 mg/kg TS avseende arsenik, innebärande hantering av 2 600 m 3 jord, kommer mängden arsenik på fastigheten att minska med 500-600 kg. De PAH-förorenade områdena bedöms utgöra punktkällor och den totala mängden PAH inom fastigheten beräknas till 7 ton. Mängden massor med PAH-halter över 40 mg/kg TS uppskattas till ca 25 800 m 3. Totalt bedöms sediment förorenad till halter av PAH överstigande 200 mg/kg omfatta ett område av ca 5 400 m 2 och en volym av 3 000 m 3. Total mängd PAH i sedimenten uppskattas till 1 500 kg. Kostnaden för att åtgärda föroreningarna bedömdes till mer än 50 miljoner kronor (Mkr) för hela fastigheten inklusive föroreningar i sediment. Scandiaconsult (2003). För Söderhamns kommun: Impregneringsverk Stugsund, underlag för huvudstudie I rapporten utvärderas åtgärdsalternativen (1) övertäckning samt (2) partiell urgrävning och övertäckning avseende landområdet och (1) övertäckning respektive (2) muddring för sediment. Mängden förorenade massor inom landområdet aktuella för åtgärder beräknas till 13 400 m 3 inom landområdet och 3000 m 3 sediment. Åtgärder inom landområdet kostnadsberäknas till 12 Mkr för övertäckning och 2-32 Mkr för partiell urgrävning/övertäckning beroende på alternativ. Åtgärder av sediment beräknas till 3,2 Mkr för övertäckning och 4,4-7,4 Mkr för muddringsalternativet beroende på omhändertagandeform.

Uppdragsnr: 10083246 66 (111) WSP (2004). För Söderhamns kommun: F.d. impregneringsverk Stugsund, kompletterande undersökning till Underlag för huvudstudie I rapporten redovisas att bedömningen av områdets föroreningssituation i stort inte har förändrats gentemot huvudstudien utförd 2003 (Scandiaconsult). WSP (2005). För Söderhamns kommun: F.d. impregneringsverk Stugsund, Sammanställd huvudstudie Två scenarion för framtida markanvändning i området ställs upp i rapporten, bostadsmark respektive rekreationsmark. Riskbedömning med beräkning av platsspecifika riktvärden har gjorts samt kostnadsbedömning för olika åtgärdsalternativ. Nya mängder förorenad jord har beräknats med hjälp av statistiska metoder för de delar som representeras av den systematiskt slumpmässig provtagning som utfördes i de västra delarna 2005. För övriga delar nyttjas mängder erhållna från Scandiaconsults redovisning. Den tekniska lösning som föreslås för markanvändning som bostadsmark är urschaktning av jord samt sediment och extern behandling av de förorenade massorna. Kostnaden för detta alternativ uppskattas till 75-106 Mkr. Med markanvändning för rekreationsändamål bedöms båda alternativen partiell urschaktning och övertäckning (40 Mkr) samt urschaktning (59-84 Mkr) innebära acceptabel riskreduktion. Redovisade kostnader inkluderar åtgärder i sedimenten genom muddring. Osäkerheten i kostnadsuppskattningen anges vara stor då mängden förorenade massor är osäker. Störst osäkerhet finns avseende hur stor andel av massorna som utgör deponirest efter jordtvätt och därefter av kostnaden för jordtvätt eller annan behandling, massornas densitet samt andelen rena massor som kan bortsiktas. Man föreslår att behandlingsbarheten av de förorenade massorna bör utredas genom pilottest där olika möjliga behandlingsalternativ utreds. 7.2 Föroreningssituation inom landområdet 7.2.1 Hela verksamhetsområdet Verksamheten på området har medfört omfattande föroreningsspridning över båda fastigheterna, se avsnitt 5.1. Föroreningsutbredningen är förvisso koncentrerad till de platser där verksamheten med impregnering har varit mest intensiv (impregneringsverken samt lagringsytor), men föroreningshalter i nivå över föreslagna platsspecifika riktvärden förekommer inom hela verksamhetsområdet (Tabell 7.1). Cirka 70 % av massorna på 0-1 m samt 1-2 m djup innehåller föroreningshalter överskridande förslaget till platsspecifika riktvärden för bostadsmark och cirka 60 % respektive 40 % av fyllnadsmassorna på 0-1 och 1-2 m djup inte uppfyller det föreslagna kravet på mark för rekreation/park. Eftersom provtagningen har en högre täthet inom de områden som uppvisar de högsta föroreningsnivåerna så överskattas troligen denna beräkning andelen förorenade massor något.

Uppdragsnr: 10083246 67 (111) Tabell 7.1. Andel av total mängd massor som ej uppfyller preliminära acceptabla resthalter (se avsnitt 6). Djup under befintlig markyta Kravnivå* 0-1 m 1-2 m Bostadsmark Rv B 0-1m 71 % 74 % Rv B 1-2m 63 % 70 % Rekreationsmark Rv R 0-1m 61 % 68 % Rv R 1-2m 38 % 43 % * Föreslagen acceptabel resthalt. Rv B = Riktvärde för bostadsmark, Rv R = riktvärde för Rekreationsmark. 0-1m respektive 1-2m relaterar till nivå under markytan. 7.2.2 Delområdesindelning I syfte att göra en mer exakt beräkning av mängden förorenade massor i det heterogent förorenade objektet har området delats in i delområden baserat på föroreningskaraktär och provtagningstäthet. Inom vart och ett av dessa delområden ger motsvarande volymberäkning en bättre uppskattning av den riktiga mängden förorenade massor. Beskrivande statistik med angivande av bland annat medel-, median- och maxhalter för respektive delområde finns i Bilaga 7:1. Delområdesindelningen redovisas även i Figur 5.6 och på ritning N1001-P01. Området har delats in i följande delområden, se även 5.6. Delområde 1. Kreosotcisternen med närområde Delområde 2. Mobila kreosotverket och CCA-anläggningen Delområde 3. Stationära kreosotverket och lagringsytan Delområde 4. Västra Stugsundsudden En sammanställning över andelen massor inom respektive delområde som ej uppfyller de föreslagna platsspecifika riktvärdena finns i Tabell 7.2 och åskådliggörs i Figur 7.1 (0-1 m) respektive 7.2 (1-2 m). Tolkad föroreningsutbredning och sammansättning av massorna inom respektive delområde redovisas under rubrik 7.2.4-7.2.6 nedan.

Uppdragsnr: 10083246 68 (111) Tabell 7.2. Beräknade andelar av totala mängden fyllnadsmassor inom djupintervallen 0-1 m respektive 1-2 m under markytan som ej uppfyller preliminära kravnivåer avseende bostadsmark (B) och rekreationsmark (R). Värden på grå botten relaterar till annan marknivå än den befintliga. Längre ner i tabellen redovisas hur massornas föroreningsgrad relaterar till några - ofta använda haltgränser vid anläggningar för mottagning av förorenade massor. Delområde 1 Delområde 2 Delområde 3 Delområde 4 Kravnivå * 0-1 m 1-2 m 0-1 m 1-2 m 0-1 m 1-2 m 0-1 m 1-2 m Bostadsmark Rv B 0-1m 42 % 51 % 88 % 84 % 83 % 85 % 54 % 51 % Rv B 1-2m 24 % 43 % 85 % 83 % 77 % 83 % 44 % 43 % Rekreationsmark Rv R 0-1m 20 % 40 % 84 % 82 % 76 % 81 % 41 % 41 % Rv R 1-2m 6 % 8 % 63 % 65 % 50 % 53 % 17 % 13 % Övriga haltgränser MKM 19 % 11 % 69 % 66 % 60 % 57 % 27 % 13 % 2xMKM 9 % 3 % 55 % 54 % 44 % 39 % 15 % 4 % 10xMKM 1 % 0 % 24 % 26 % 13 % 9 % 2 % 0 % FA 0 % 0 % 14 % 16 % 6 % 3 % 1 % 0 % * Rv B = Riktvärde för bostadsmark, Rv R = riktvärde för Rekreationsmark. MKM, 10xMKM och FA relaterar till generella riktvärden för mindre känslig användning samt generella haltgränser för Farligt avfall enligt Avfall Sverige. Andel av total mängd massor som ej uppfyller viss kravnivå Djup 0-1 m inom delområde 1-4 Andel av total mängd 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% Delområde 1 0-1 m Delområde 2 0-1 m Delområde 3 0-1 m Delområde 4 0-1 m 20% 10% 0% Rv B 0-1 Rv B 1-2 Rv R 0-1 Rv R 1-2 KM MKM 10xMKM FA Kravnivå Figur 7.1. Beräknade andelar av totala mängden fyllnadsmassor 0-1 m under befintlig markyta inom delområde 1-4 som ej uppfyller preliminära kravnivåer för bostadsmark (B) och rekreationsmark (R). Se även Tabell 7.2.

Uppdragsnr: 10083246 69 (111) Andel av total mängd massor som ej uppfyller viss kravnivå Djup 1-2 m inom delområde 1-4 Andel av total mängd 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% Delområde 1 1-2 m Delområde 2 1-2 m Delområde 3 1-2 m Delområde 4 1-2 m Rv B 0-1 Rv B 1-2 Rv R 0-1 Rv R 1-2 KM MKM 10xMKM FA Kravnivå Figur 7.2. Beräknade andelar av totala mängden fyllnadsmassor 1-2 m under befintlig markyta inom delområde 1-4 som ej uppfyller preliminära kravnivåer för bostadsmark (B) och rekreationsmark (R). Se även Tabell 7.2. 7.2.3 Resultat av fraktionsmätningar och siktanalyser Mätning av massornas sammansättning med avseende på materialfraktioner har gjorts genom utsortering av material större än 0,1 m med gallerskopa monterad på grävmaskin har gjorts på totalt 15 olika delmängder från 6 olika punkter. Utgående från resultatet av dessa grova mätningar har skattningar av mängden material större än 100 mm gjorts. Skattningarna används vid bedömning av möjligheten att mekaniskt avskilja delar av fyllnadsmassorna i syfte att kunna friklassa dessa. Fem prover från olika provpunkter har våtsiktats i syfte att uppskatta mängden material mindre än 0,5 mm. Resultat och skattningar redovisas i Tabell 7.3. Se även avsnitt 5.1.4. Tabell 7.3. Resultat av mekanisk utsortering av material större än 100 mm och våtsiktning av material <30 mm. Provpunkt Område Av provmängd >100 mm Av provmängd <0,5 mm* Uppskattat >30 mm** Uppskattat <0,5 mm** PG 1 4 10 % 41 % 20 % 30 % PG 6 4 20-40% 29 % 50 % 15 % PG 15 3 30-50% 26 % 50 % 13 % PG 17 3 20-60% - 50 % - PG 23 3 0 % 62 % 0 % 62 % PG 27 2 0 % 50 % 0 % 50 % * De prov som uttagits för siktanalys innehåller ingen fraktion >30 mm ** Av total mängd

Uppdragsnr: 10083246 70 (111) Utvalda delfraktioner av prov från PG 15, PG 23 och PG 27 har vidare analyserats med avseende på innehåll av PAH (endast PG 15) och arsenik, i syfte att erhålla underlag för bedömning av möjlighet att jordtvätta materialet. Resultat redovisas i avsnitt 5.1.4 och Bilaga 7:2. 7.2.4 Delområde 1 Inom området finns den cistern som tidigare inrymt kreosot samt tappstation och pumphus. Dessutom finns en ledning (pipeline) för pumpning av kreosot mellan cisternen och impregneringsverken inom detta delområde. Utifrån föroreningskaraktär och provtagningstäthet har delområdet avgränsats till fastighetsgränsen i öster och vägen i väster. Områdets area är cirka 3 300 m 2. I huvudsak utgörs massorna inom delområde 1 av fyllning bestående av grusig sand ned till cirka 2 m djup, där det finns en naturlig lerig siltig gyttja (tidigare havsbotten). Baserat på siktanalyser i PG27 bedöms 0 % av massorna bestå av fraktioner >30 mm och 40 % av fraktioner <0,5 mm. Dessa fraktionsgränser nyttjas för bedömning avseende behandlingsbarhet genom siktning respektive jordtvätt. Halterna av PAH och arsenik inom området är relativt låga men i delar av området överskrids de föreslagna platsspecifika riktvärdena för bostadsmark respektive rekreationsmark. Inom delområde 1 beräknas finnas cirka 2 800 m 3 massor som ej klarar kriterierna för bostadsmark och 1 000 m 3 massor som ej klarar kriterierna för rekreationsmark. Inga massor beräknas innehålla föroreningar i halter över de generella haltgränser för Farligt avfall som anges av Avfall Sverige. Mängden föroreningar har beräknats till 110 kg arsenik och 290 kg PAH, se 7.2.9och Figur 5.7. 7.2.5 Delområde 2 Detta område har utgjort uppställningsplats för det mobila impregneringsverket och har även inrymt den stationära CCA-anläggningen. Området har tidigare redovisats innehålla mycket höga halter kreosotföroreningar, framförallt i grundvattnet, och spridning har härifrån skett till sedimenten i Söderhamnsfjärden. Områdets area är cirka 3 500 m 2. I huvudsak utgörs massorna inom delområde 2 av fyllning bestående av grusig sand ned till varierande djup. Delarna närmast kajen vilar på gammal havsbotten (lerig silt/gyttja) medan det i de södra delarna finns berg på mellan 0,5 och 1 m djup. I medeltal uppskattas fyllningsmassornas mäktighet vara 1,8 m i detta område med större fyllnadsdjup närmast kajen. Baserat på siktanalyser i PG27 bedöms 0 % av massorna bestå av fraktioner >30 mm och 40 % av fraktioner <0,5 mm. Inom delområdet finns den mest omfattande föroreningen av både PAH och arsenik och medelhalten ökar med djup under markytan. Medianvärdet för arsenik är cirka 40 mg/kg TS, vilket betyder att hälften av massorna förväntas innehålla arsenik i halter över detta värde. Medianhalten av cancerogena PAH varierar mellan 0,5 och 8 mg/kg TS beroende på djup och minst 25 % av massorna förväntas innehålla cancerogena PAH i halter över 50 mg/kg TS.

Uppdragsnr: 10083246 71 (111) Inom delområde 2 (ned till 2 m djup) beräknas finnas cirka 5 400 m 3 massor som ej klarar kriterierna för bostadsmark och 4 800 m 3 massor som ej klarar kriterierna för rekreationsmark. Cirka 900 m 3 av dessa massor beräknas innehålla föroreningar i halter över de generella haltgränser för Farligt avfall som anges av Avfall Sverige. Mängden föroreningar har beräknats till 3 000 kg arsenik och 7 100 kg PAH. Inom detta område finns även föroreningar djupare än 2 m, vilket medför särskilda svårigheter att åtgärda eftersom dessa ligger under både havs- och grundvattenytan. Förhållanden för dessa djupt liggande föroreningar redovisas under avsnitt 7.2.6 7.2.6 Djupt liggande föroreningar i delområde 2 Föroreningar på större djup än 2,0 m under markytan finns inom delområde 2. Berg har påträffats mellan 3,5-6 meter under markytan i provpunkt 201, 202 och 203. Föroreningsnivån i de djupt liggande massorna har uppskattats utgående från de tre analyser som utförts i detta djupintervall. Genomsnittlig halt är för arsenik 115 mg/kg TS, cancerogena PAH 20 mg/kg TS och övriga PAH 266 mg/kg TS. Stora inbördes variationer finns mellan proverna men i samtliga fall är halterna högre än föreslagna riktvärden för ytligare liggande massor. Undersökningarna är inte tillräckligt omfattande för att göra någon exakt bedömning av mängden fyllning på större djup än 2 meter, men en grov uppskattning är att den totala mängden fyllnadsmassor under 2 m djup är 3000 m 3. Uppskattningen baseras på att fyllningsmassor finns 50 m längs med och 30 m in från kajen och på mellan 2 och 4 m djup under befintlig markyta. Uppskattningen baseras på uppgifter från endast tre provtagningspunkter. De förorenade massorna antas ha samma geotekniska sammansättning som de ovan liggande massorna inom delområde 2, dvs. i hög grad finkornigt material utan inslag av grövre fraktioner. Under förutsättning av dessa massor har samma haltfördelning som massorna på 0-2 m djup så beräknas 450 m 3 innehålla föroreningar i halter över de generella haltgränser för Farligt avfall som anges av Avfall Sverige. Utgående från de ovan redovisade medelhalterna så beräknas mängden föroreningar under 2 m djup i delområde 2 till 620 kg arsenik och 1 510 kg PAH. 7.2.7 Delområde 3 Inom detta område var det stationära kreosotimpregneringsverket beläget och påträffade föroreningar har vid tidigare undersökningar redovisats som bland annat hotspots. I undersökningarna 2006 2007 har det dock visats att inga distinkta hotspot områden har kunnat urskiljas. En stor del av ytan har också nyttjats för upplagring av impregnerat virke. Inom detta delområde har också en del av transportbanan för impregnerat virke från anläggningarna i delområde 2 funnits. Områdets area är cirka 21 300 m 2. Massorna inom delområde 3 utgörs av mestadels blockig respektive grusig sandig fyllning på berg eller lerbotten (gammal sjöbotten). I de nordligaste delarna närmast kajen har lerbotten påträffats på mellan 1,4 och 2 m djup under markytan. I de södra

Uppdragsnr: 10083246 72 (111) delarna påträffas berg på mellan 0,5 och 1,5 m djup. Det är svårt att utifrån utförda undersökningar beräkna ett medeldjup till berg eller lerbotten men en grov uppskattning är att fyllningens mäktighet i medeltal är 1,7 m med större fyllnadsdjup närmast kajen. Baserat på siktanalyser i PG15 och PG17 bedöms 30 % av massorna bestå av fraktioner >30 mm och 20 % av fraktioner <0,5 mm. Liksom för område 2 finns både arsenik och PAH i stor omfattning och med höga halter inom detta område. Föroreningsinnehållet av arsenik liknar i hög grad det för delområde 2 medan PAH förekommer i med lägre halter och i mindre omfattning än för samma delområde. Inom delområde 3 beräknas finnas cirka 30 000 m 3 massor som ej klarar kriterierna för bostadsmark och 24 100 m 3 massor som ej klarar kriterierna för rekreationsmark. Av denna mängd beräknas drygt 1200 m 3 innehålla föroreningar i halter över de generella haltgränser för Farligt avfall som anges av Avfall Sverige. Mängden föroreningar har beräknats till 5 800 kg arsenik och 10 000 kg PAH (Figur 5.7). 7.2.8 Delområde 4 Inom den västra delen av utredningsområdet är föroreningsförekomsten av arsenik relativt låg men överskrider i många provpunkter 10 mg/kg TS. PAH har en ganska stor ytlig utbredning men halterna är relativt låga även om dessa i hög grad också överskrider de föreslagna riktvärdesnivåerna. Områdets area är cirka 22 200 m 2. Massorna inom delområde 4 utgörs av mestadels blockig respektive grusig sandig fyllning på lerbotten. I de nordligaste delarna närmast kajen har lerbotten påträffats på cirka 2 m djup under markytan. Berg finns på cirka 1,1 1,5 m djup inom de centrala delarna. Det är svårt att utifrån utförda undersökningar beräkna ett medeldjup till berg eller lerbotten men en grov uppskattning är att fyllningens mäktighet i medeltal är 1,7 m med större fyllnadsdjup närmast kajen. Baserat på siktanalyser i PG1 och PG6 bedöms 40 % av massorna bestå av fraktioner >30 mm och 20 % av fraktioner <0,5 mm. Dessa fraktionsgränser nyttjas för bedömning avseende behandlingsbarhet genom siktning respektive jordtvätt. Inom delområde 4 beräknas finnas cirka 18 700 m 3 massor som ej klarar kriterierna för bostadsmark och 11 000 m 3 massor som ej klarar kriterierna för rekreationsmark. Av denna mängd beräknas drygt 100 m 3 innehålla föroreningar i halter över de generella haltgränser för Farligt avfall som anges av Avfall Sverige. Mängden föroreningar har beräknats till 520 kg arsenik och 1 650 kg PAH (Figur 5.7). 7.2.9 Beräknad mängd föroreningar inom landområdet Den mängd massor inom respektive djupintervall och delområde 1-4 som ej klarar kriterierna för bostadsmark (B) respektive rekreationsmark (R) som ej bedöms klara uppställda åtgärdsmål redovisas i Tabell 7.4 nedan.

Uppdragsnr: 10083246 73 (111) Tabell 7.4. Förorenade massmängder inom aktuella delområden/åtgärdsområden vid olika åtgärdsnivåer. Område Åtgärdsmål Landområdet Land > 2 m Nivå B R Delområde 1 0-1 m 1 400 m 3 700 m 3-1-2 m 1 400 m 3 300 m 3-0-1 m 3 100 m 3 3 000 m 3 - Delområde 2 1-2 m 2 300 m 3 1 800 m 3-2-4 m - - 3 000 m 3 Delområde 3 0-1 m 17 700 m 3 16 100 m 3-1-2 m 12 300 m 3 8 000 m 3 - Delområde 4 0-1 m 12 000 m 3 9 000 m 3-1-2 m 6 700 m 3 2 000 m 3 - Summa 56 900 m 3 40 800 m 3 3 000 m 3 Föroreningsmängden inom delområdena 1-4 har beräknats utifrån beräknade medelhalter inom respektive delområde. Den uppskattade mängden material >30 mm inom respektive delområde har räknats bort eftersom denna fraktion ej bedöms innehålla några nämnvärt förhöjda föroreningsnivåer. Massorna beräknas ha en skrymdensitet av 2,0 ton/m 3 efter avskiljning av material >30 mm. Resultatet redovisas i Tabell 7.5 nedan samt i Bilaga 7:3. Tabell 7.5. Befintliga mängder av arsenik respektive PAH inom landområdet Arsenik PAH canc PAH övr Mängd [kg] Av total mängd Mängd [kg] Av total mängd Mängd [kg] Av total mängd Delområde 1 98 1 % 45 2 % 220 1 % Delområde 2 0-2 m umy 2-4 m umy (3 300) 2 700 620 (36 %) 30 % 6 % (930) 820 110 (38 %) 34 % 4 % (7 000) 5 600 1 400 (43 %) 34 % 9 % Delområde 3 5 200 57 % 1 100 47 % 7 800 48 % Delområde 4 470 5 % 310 13 % 1 200 7 % Totalt 9 100 kg 100 % 2 400 kg 100 % 16 000 kg 100 % 7.2.10 Förorenad jord som farligt avfall Vid bedömning huruvida massor som grävs upp vid åtgärd utgör farligt avfall eller ej har de rekommenderade haltgränserna för klassificering av förorenade massor enligt Avfall Sverige 11 tillämpats: Arsenik Cancerogena PAH Övriga PAH 1 000 mg/kg TS 100 mg/kg TS 1 000 mg/kg TS 11 Avfall Sverige (2007). Rapport 2007:01, Uppdaterade bedömningsgrunder för förorenade massor. ISSN 1103-4092. Tabell 4.1, sid 25.

Uppdragsnr: 10083246 74 (111) 7.3 Föroreningssituationen i sediment Föroreningsutbredningen i sediment är inte avgränsad i detalj men med ett åtgärdsmål för sedimenten i närområdet om 30 till 50 mg PAH16/kg TS erhålls tre åtgärdsområden: 1. Närmast CCA-impregneringen och det mobila kreosotimpregneringsverket (CCA-impregneringen). 2. Vattenområdet närmast kreosotcisternen (Cistern). 3. Norr om det stationära kreosotimpregneringsverket (Stationära kreosot) Generellt är inte sedimentmäktigheten så stor utan åtgärdsdjupet begränsas till cirka 1 m, möjligen något djupare där produkt i fri fas påträffats. I medeltal bedöms åtgärdsdjupet uppgå till 0,5 m. Sedimentens skrymdensitet beräknas vara 1,1 ton/m 3 våtvikt. Ingen större skillnad i utbredning bedöms finnas mellan nedre haltgräns 30 och nedre haltgräns 50 mg/kg TS eftersom sedimenten, där dessa har påverkats av kreosot, i regel innehåller halter större än 50 mg/kg TS. Vattenhalten i sediment är hög och innan sedimenten omhändertas måste massorna avvattnas. I utförda kostnadsberäkningar uppskattas möjligheten att reducera mängden till 50 % genom avvattning men för att kunna göra bättre uppskattningar behöver avvattningsförsök göras. Förorenade areor och föroreningsmängder redovisas i avsnitt 5.3.4 (se tabell 5.13). Sammantaget beräknas det inom område 1-3 finnas cirka 3 100 m 3 sediment med PAH16 i halter över 30 mg/kg TS. Mängden sediment motsvarar cirka 3 400 ton våtvikt med en TS-halt om 30 %. Mängden PAH i aktuella sediment beräknas till cirka 1 000 kg. 7.4 Metodbeskrivning 7.4.1 Övergripande teknikindelning åtgärder på land Nedan redovisas tänkbara tekniker och hur dessa kan nyttjas vid efterbehandling av landområdet inom Stugsund. Ett första urval har gjorts bland befintliga saneringstekniker, där tekniker som ej bedömts vara tillämpliga. Till exempel så har alternativ med behandling på plats utan att gräva upp föroreningarna (s.k. in situ-metoder) valt bort eftersom föroreningssituationen bedömts vara för komplex och svårbehandlad för denna sorts teknik. Vidare bedöms t ex avskärmningsalternativ med vertikala barriärer ej vara tillämpliga då de ej reducerar risken med avseende på hälsa. För varje teknik anges förutsättningarna för att kunna använda den on-site respektive tillgång till anläggningar som nyttjar tekniken off-site. 7.4.2 Mekanisk separering av grövre material (siktning) I samband med schakt utförs harpning och siktning av massorna i syfte att avskilja överstort material som kan friklassas. Teorin för sådan friklassning är att större fraktioner på grund av lägre andel yta på partiklarna innehåller mindre föroreningar. Detta gäller inte för t ex kisaska där partiklarna i sig består av en stor mängd

Uppdragsnr: 10083246 75 (111) sammanbundna (sintrade) mindre partiklar med högt föroreningsinnehåll. Kisaska avskiljs därför genom försiktig schakt och hanteras för sig som förorenade massor. Det bedöms troligt att fraktioner större än cirka 30 mm kan friklassas åtminstone så att de kan användas för återfyllning på större djup, dvs. djupare än 1 m. Det är inte säkert att de högre krav som ställs på ytliga massor kan uppnås. Friklassningen förutsätter att fraktionen avskiljs på ett sådant sätt att andelen medföljande finmaterial är så låg som möjligt. Lämpligen görs mekanisk separering i två steg, först med gallerharpa för avskiljning av material större än cirka 100 mm och sedan genom siktning av material större än cirka 30 mm i mobilt siktverk (t ex trumsikt, stjärnsikt eller fingersikt) som etableras på platsen. Mekanisk separering görs on-site för att minska transporterna. Verksamheten är anmälningspliktig men ej tillståndspliktig. 7.4.3 Jordtvätt Vid jordtvätt tillsätts en tvättlösning med vatten och eventuellt andra lösningsmedel till den uppgrävda och siktade jorden. Massorna spolas och sköljs och kan även bearbetas mekaniskt i flera steg genom t ex krossning/malning. Metoden baseras på att föroreningarna samlas i den finaste fraktionen, mindre än 0,5 mm eller i vissa fall mindre än 0,063 mm. Normalt brukar den kvarvarande förorenade andelen efter jordtvätt uppgå till ca 10-30% av den ursprungliga massan. Metoden är väl etablerad för behandling av metallförorenade massor och bedöms även fungera för massor förorenade med PAH. Jordtvätt lämpar sig däremot inte för finkorniga jordar eller jordar med hög organisk halt. Jordtvätt med bortsiktning av fraktionen <0,5 mm och med vanligt vatten som lakvätska bedöms vara en fungerande metod för sanering av CCA-medlen i jordmassorna på Stugsunds industriområde. Med varmt lakvatten och eventuellt nyttjande av natriumvätefosfat bedöms MKM-riktvärden avseende arsenik kunna uppnås (Unée, 2002) 12. Andra uppgifter tyder på att jordtvätt även är verksamt på förorening av PAH. Av det resultat som erhållits genom analyser av arsenik- och PAH-innehåll i olika delfraktioner (se rubrik 5.1.4) tycks arsenik efter vattentvätt förekomma även i grövre fraktioner medan PAH i främst återfinns i de finare fraktionerna. Innan jordtvätt genomförs bör pilottester göras för att utreda vilken reningsgrad som kan förväntas. Lämpligen görs dessa tester av de entreprenörer som kan komma ifråga för en upphandling av dessa arbeten. Jordtvätt kan utföras på extern anläggning eller med mobil anläggning som etableras på platsen. För att det ska vara ekonomiskt att upprätta en mobil anläggning bör de förorenade volymen uppgå till minst c:a 10 000 m 3 på grund av hög etableringskostnad. Om jordtvätt ska utföras på platsen utgör detta en tillståndspliktig verksamhet. 12 Unée, Andreas (2002), Sanering av CCA-förorenad mark på Stugsunds industriområde laboratorieförsök på jordtvättsmetoden. Examensarbete i Naturgeografi D, 20 p. Umeå universitet BMG/Naturgeografi.

Uppdragsnr: 10083246 76 (111) Jordtvätt erbjuds av flertalet aktörer, varför följande kan ses som ett urval: Vägverket Produktion har en jordtvätt vid sin anläggning på Strömsnäs i Bollnäs kommun. Transportavståndet från Stugsund är 47 km enkel väg Ragnsells har en jordtvätt vid sin anläggning i Gävle Hamn. Transportavståndet från Stugsund är 85 km enkel väg. Holländska DEC erbjuder avancerad jordtvätt i anläggning som flyttas till platsen eller en närliggande behandlingsyta. Mottagningskostnaden på extern anläggning bedöms uppgå till mellan 400-800 kr/ton exklusive transport, beroende på massornas sammansättning och föroreningsinnehåll. Etablering av jordtvättsanläggning på plats i Stugsund är möjlig men kräver tillstånd enligt miljöbalken. Etableringskostnaden bedöms uppgå till 1 Mkr och driftkostnaden till cirka 200 kr/ton. Kostnad för hantering av tvättade massor och restfraktioner tillkommer. 7.4.4 Förbränning Förbränning är en termisk destruktionsmetod där man genom upphettning av massorna till uppemot 1 200 o C helt bryter ned organiska föroreningar som PAH i det förorenade materialet. Tungmetaller och arsenik ansamlas i askan som sedan deponeras, sannolikt på deponi för farligt avfall. SAKAB erbjuder förbränning vid sin anläggning i Kumla men tekniken är kostsam och kräver stor tillsats av stödbränsle vid förbränning av jordar, varför den endast bedöms kunna vara aktuell vid höga halter av PAH i restmassorna (filterkakan) efter jordtvätt. Kostnaden för förbränning är beroende på mängd och uppgår till minst 1000 kr/ton exklusive transport. 7.4.5 Termisk avdrivning Termisk avdrivning är en termisk metod som går ut på att upphetta massorna till en temperatur av minst 400 o C utan att massorna i sig förbränns. Upphettningen gör att organiska föroreningar övergår i gasform. Gaserna förbränns sedan vid en temperatur av 1 200 o C och föroreningarna destrueras. Metoden är beroende av föroreningsinnehåll och sammansättning även möjlig att använda för metallförorenade jordar, men påverkar inte metallhalterna. Termisk avdrivning på stationära anläggningar erbjuds i Finland (Savaterra Oy) och Holland alternativt Danmark (DSV/RGS90) under förutsättning att tillstånd för export av farligt avfall erhålls. Det har tidigare funnits mobila anläggningar för termisk avdrivning i Sverige men de mestadels utländska entreprenörerna har valt att avveckla denna verksamhet av bland annat kostnadsskäl. Kostnaden är beroende på mängd och uppgår till mellan 500-700 kr/ton exklusive transport. Kostnaden för pråmtransport till Holland beräknas till 150 kr/ton.

Uppdragsnr: 10083246 77 (111) 7.4.6 Biologisk behandling SITA startade under 2005 en anläggning för biologisk behandling enligt BIOSANmetoden vid sin anläggning i Forsbacka, Gävle. Vid anläggningen behandlas även PAH-förorenade massor med, som man uppger, gott resultat. SITA har ingen övre haltgräns för PAH men mottagningskostnaden beror av behandlingstiden vilket innebär att det blir dyrare med högre PAH-halter. Mottagna massor får inte innehålla arsenik i halter över 55 mg/kg TS. Om halten PAH16 efter behandling understiger 100 mg/kg TS kan massorna användas som täckmassor för deponin i Forsbacka. SITAs metod passar för PAH-förorenade massor från Stugsund med låga metallhalter. Transportavståndet till Forsbacka är 93 km enkel väg. Ragnsells erbjuder mottagning och behandling av förorenad jord, bl a genom biologisk behandling, i Gävle Hamn. Transportavståndet till Gävle Hamn är 85 km enkel väg. Kostnaden är beroende på mängd och föroreningsinnehåll och bedöms uppgå till mellan 400-700 kr/ton exklusive transport. 7.4.7 Fytosanering Metoden innebär att växter används för att ta upp och bryta ned föroreningar i marken. Genom s.k. phytodegradation kan enzymer som bildas i växtrötter och utsöndras i rotzonen bryta ned organiska föroreningar där. Växter kan också bilda en lämplig miljö för tillväxt och aktivitet av mikroorganismer som byter ned organiska föroreningar, s.k. phytostimulation. Metaller kan tas upp och transporteras till skottet, som skördas och avlägsnas tillsammans med metallen. Växter kan även användas för att lägga fast föroreningar i marken. Försök har utförts med fytosanering på föroreningar från gasverksaktivitet (bl.a. PAH) i Stockholm. Virda Skogar AB är ett företag som har lagt fram ett förslag på hur man kan sanera hela Stugsundsområdet genom ekologisk sanering (Virda Skogar, 2005). Virda Skogar uppger att Salix (videart) kan nyttjas för upptag av arsenik och vissa ormbunksväxter kan nyttjas för upptag av PAH. Inför plantering av växter förarbetas massorna så att en lämplig jordmån erhålls, t ex genom tillsats av biologiskt slam. Kostnaden uppges vara ungefär hälften av den för konventionell urgrävning 13. Sanering med hjälp av växter är ingen etablerad metod i Sverige, utan är fortfarande i forskningsstadiet. Metoden innebär en lång saneringsperiod med osäkert resultat och anses därför inte vara lämplig för en markanvändning som tillåter bostadsbebyggelse i området. Metoden anses inte heller vara lämplig för starkt förorenade områden där en akut hälso- och/eller spridningsrisk föreligger. Metoden bedöms ej heller lämplig för djupare liggande massor och block och stenrika områden med svårighet att erhålla en god jordmån samt etablera växtlighet. Delar av Stugsundsområdet, med måttliga föroreningshalter, kan vara lämpliga områden för försöksverksamhet med växtsanering. Detta förutsätter dock att lämpliga förhållanden för växter finns på området. På grund av stora osäkerheter förknippade med metoden samt både tekniska och tidsmässiga begränsningar med metoden har den denna metod inte studerats närmare. 13 Muntlig kontakt med Daniel Norrgård, Virda Skogar AB.

Uppdragsnr: 10083246 78 (111) 7.4.8 Stabiliseringstekniker Stabilisering går ut på att genom inblandning av t ex cement stabilisera föroreningarna på plats så att deras lakegenskaper förändras. Risken för skadlig spridning och exponering minskar därmed. Stabilisering bedöms inte vara förenlig med Söderhamns kommuns policy och förkastas därmed som teknik möjlig vid efterbehandlingen av Stugsund. 7.4.9 Övertäckning på plats Övertäckning av markytor kan göras av olika skäl, dels för att begränsa infiltrationen av nederbördsvatten som uppkommer inom området, dels för att fungera som en fysisk barriär mot exponering för föroreningar. Infiltrationsbegränsning kräver en kvalificerad övertäckning. I detta fall har antagits att infiltrationsminskningen motsvarar kravet för övertäckningen av en deponi för farligt avfall, dvs. där infiltrationen begränsas till högst 5 l/m 2, år. Ytterligare åtgärder, till exempel dränering och uppsamling av dagvatten, behövs också för att styra och omhänderta vatten som ändå infiltreras eller avrinner inom området så att detta inte kommer i kontakt med föroreningarna. Kraven på en barriär som enbart ska skydda mot exponering är betydligt mindre omfattande, eftersom det som eftersträvas i första hand är en fysisk separering mellan å ena sidan människor och djur som lever ovan mark, å andra sidan det förorenade materialet. 7.4.10 Deponering Naturvårdsverket har kommit ut med mottagningskriterier vid anläggningar för deponering av avfall. ( Naturvårdsverkets föreskrifter om deponering, kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid anläggningar för deponering av avfall, NFS 2004:10). Kriterierna innebär nya krav vid deponering av avfall, t.ex. lakningskriterier. För de jordmassor som det kan bli aktuellt att deponera, t.ex. filterkakan (koncentratet) från jordtvätten måste man först kontrollera att NFS 2004:10 tillåter en deponering av massorna. 7.4.11 Anläggningar med mottagning av förorenad jord som täckmassor Behov av täckmassor finns vid flera deponier i Gävleborgs län i och med att många deponier kommer att avslutas i samband med kraven i Förordning (2001:512) om deponering av avfall träder i kraft fullt ut år 2008. Vid Långtå avfallsanläggning i Söderhamns kommun tas massor emot om föroreningsinnehållet i massorna underskrider 2xMKM, två gånger Naturvårdsverkets generella riktvärde för MKM. Mottagningskapaciteten anges till 26 000 m 3. Transportavståndet från Stugsund är 6 km enkel väg. 14 14 Muntlig kontakt med Kristina Åström, Långtå avfallsanläggning.

Uppdragsnr: 10083246 79 (111) Vid Sävstaås avfallsanläggning i Bollnäs kommun tar BORAB emot täckmassor om halterna i massorna underskrider Naturvårdsverkets generella riktvärden för MKM. Transportavståndet från Stugsund är 47 km enkel väg. Vid Forsbackas avfallsanläggning i Gävle kommun tar SITA emot täckmassor om innehållet av arsenik och PAH16 underskrider 55 mg/kg TS respektive 100 mg/kg TS. Transportavståndet från Stugsund är 93 km enkel väg. Mottagningskostnaden på ovanstående anläggningar bedöms uppgå till cirka 100 kr/ton exklusive transport. 7.4.12 Transporter Transporter av massor utförs lämpligen landvägen med lastbil men sjötransport med t ex pråm kan även nyttjas. Möjligen kan också järnvägstransport från området nyttjas, det är dock osäkert huruvida de spår som går från området är i drift. 7.4.13 Rening av grundvatten Grundvattnet i området innehåller föroreningar av bl a PAH, metaller och oljekolväten. Inga särskilda åtgärdsmål har ställts upp med avseende på förorening i grundvatten men även om det inte utförs någon mer omfattande sanering av grundvattnet kommer behov av rening av läns- och dräneringsvatten att finnas under kommande åtgärdsarbeten, främst vid schakt under grundvattenytan. Föroreningarna av PAH och metaller i grundvattnet bedöms framförallt vara partikulärt bundna, vilket innebär att rening av förorenat vatten kan utföras genom sedimentering (eventuellt forcerad genom flockning och kompletterad med fällning av järn/mangan) med efterföljande sandfiltrering. Där organiska föreningar förekommer i löst fas, kan dessa avskiljas genom filtrering med aktiverat kol och där oljekolväten återfinns i grundvattnet kan dessa omhändertas i oljeavskiljare. 7.4.14 Återfyllnad och ersättningsmassor I de fall förorenad jord avlägsnas från området behöver denna ersättas av andra massor. Samma gäller i övertäckningsalternativet då nya massor behöver tillföras. Återfyllnad bedöms i hög grad kunna ske med de grövre fraktioner som friklassats efter gallring och siktning. Lämpligen återfylls med dessa massor i de djupare skikten eftersom de högt ställda kraven på resthalter i ytlig jord inte med säkerhet kan garanteras. Ersättningsmassor i övrigt ska klara uppställda geotekniska krav samt krav avseende eventuellt föroreningsinnehåll. 7.5 Metodbeskrivning sediment För åtgärd av de förorenade sedimenten förordas grävmuddring. Sugmuddring bedöms ej vara ekonomiskt genomförbar på grund av stor etableringskostnad och hög kostnad för vattenrening. Mängden förorenade sediment är dessutom begränsad. Frysmuddring kan vara ett kostnadseffektivt alternativ då denna metod även bidrar till avvattning av sedimenten.

Uppdragsnr: 10083246 80 (111) Grävmuddring medför uppslamning av sediment i vattenmassan vilket lämpligen förhindras genom anläggande av tätskärmar som förhindrar spridning utanför arbetsområdet. Vanligen nyttjas dubbla tätdukar kompletterat med oljeläns. Erfarenheter från liknande projekt visar att metoden medför att cirka 10-15% sjövatten följer med massorna upp medan motsvarande vattenmängd lämnar sedimentet. Metoden medför alltså inte att de uppgrävda massorna tillförs någon större mängd vatten. Frysmuddring är en metod som innebär att sedimentet fryses ned med kylelement som installeras på botten och sedan lyfts i fryst tillstånd. Tekniken är användbar framförallt vid åtgärder av sediment på stora djup samt där föroreningsspridningen måste begränsas till ett minimum. Tekniken bedöms vara dyrare än grävmuddring vid de djup som är aktuella i detta fall och fördelarna avseende minskad föroreningsspridning bedöms i detta fall inte uppväga merkostnaden. Möjligen kan den avvattning av sedimenten som metoden ger, genom att vatten avgår under frysning och upptining, bidra till en mer fördelaktig ekonomi för denna metod. Muddermassorna måste sannolikt avvattnas före behandling, vilket antingen görs på plats eller på den mottagande anläggningen. Vilken lösning som väljs beror på om sedimenten kan transporteras i icke avvattnat skick. Transport kan t ex ske på lastbil försedd med täta flak. Om sedimenten måste avvattnas före transport kan detta göras på mekanisk väg med t ex silbandspress eller med passiv avvattning, t ex genom anläggning av avvattningsbassänger eller avvattningssäckar enligt Geotube -metoden. Innan avvattningsmetod väljs bör pilotförsök göras. Sådana pilotförsök ger också information om hur stor avvattning som kan förväntas. Renhetskraven på det vatten som avleds från en avvattningsanläggning brukar motsvara riktvärden för dagvatten, beroende på vart vattnet avleds. Kostnaden för avvattning på plats bör vägas mot kostnaden för mer omfattande transport och omhändertagande av icke-avvattnade massor. Lämplig behandlingsmetod för kraftigt förorenade sediment bedöms vara termisk avdrivning eller förbränning. För sediment med lägre föroreningsinnehåll kan deponering vara ett alternativ. Kostnaden för åtgärder av sedimenten uppskattas enligt följande: Etablering av mudderverk 400 600 kkr Muddring 250 350 kr/m 3 Avvattning på platsen inkl vattenrening 200 250 kr/m 3 Transport och omhändertagande av avvattnade sediment 800 1500 kr/ton Övertäckning bedöms inte vara något alternativ eftersom detta kraftigt bidrar till att göra Söderhamnsfjärden grundare, vilket hindrar sjötrafiken. Landhöjningen gör dessutom att framtida muddringsinsatser är sannolika vilket riskerar att förstöra utförda arbeten. 7.6 Åtgärdsalternativ - landområdet 7.6.1 Inledning De förorenade massorna i Stugsund varierar stort över området både med avseende på föroreningsnivåer och geoteknisk sammansättning. En kombination av åtgärdsmetoder

Uppdragsnr: 10083246 81 (111) kan därför vara aktuell vid sanering av området. Förorening av både arsenik och PAH förekommer över hela området, varför det är svårt att ange delområden eller ens delmängder med enbart förorening av det ena eller andra slaget. I hög grad följer förorening av arsenik och PAH varandra så att båda föroreningsslagen förekommer i massorna. Metoder som enbart kan hantera arsenik eller PAH är därför svåra att nyttja. Den kornstorleksmässiga sammansättningen varierar stort över området, från rena blockjordar och sprängsten inom t ex delområde 3 och 4 till rena finjordar i delområde 1 och 2. Möjligheten att gallra och sikta ut överstort material i blockrik och annan grov jord bedöms vara hög varför sådan behandling ses som ett viktigt moment. Genom sådan grov sortering bedöms mängden massor som behöver behandlas kunna reduceras kraftigt samtidigt som en stor andel av massorna kan friklassas och användas vid återfyllning. Lätt förorenade jordar kan återanvändas som täckmassor vid deponier i närområdet, medan jordmassor med högre föroreningshalter måste behandlas. Jordtvätt är enligt uppgift från Vägverket Produktion en möjlig behandlingsmetod för jordmassor förorenade av både metaller och PAH. Mer information behövs om reningseffekten av både metall- och PAH-förorenad jord innan pris och genomförbarhet kan värderas. Föroreningarnas förekomst i olika kornstorleksfraktioner bör undersökas och pilotförsök utföras. Termisk avdrivning kan bli aktuell för starkt PAH-förorenad jord och sediment på Stugsundsområdet. Behandlingen är relativt kostsam och kräver långa transporter, som dock kan utföras med pråm. Biologisk behandling på extern anläggning kan vara ett alternativ för måttligt PAHförorenade massor med lågt metallinnehåll. Deponering av jordmassor med mycket höga metallhalter kan bli aktuellt, även av massor som erhålls efter t ex koncentration genom jordtvätt. Sådan deponering sker i så fall ej på platsen utan på extern tillståndsgiven anläggning. Deponi på platsen bedöms inte svara mot förutsättningarna för en kommande efterbehandling. Övertäckning som efterbehandlingsmetod i syfte att minska risken för skadlig exponering kan användas av måttligt förorenade delområden. Försök med fytosanering kan möjligen utföras inom områden med måttliga föroreningshalter men kräver lång tid för att uppnå uppställda saneringsmålen. Metoden är inte heller så väl utforskad att man med säkerhet kan säga att uppställda mål uppnås. 7.6.2 Valda åtgärdsalternativ Alternativ som studerats närmare är Urgrävning med gallring/siktning samt omhändertagande av förorenade massor på extern anläggning som täckmassor (måttliga föroreningsnivåer), genom jordtvätt (högre föroreningsnivåer), med efterföljande nyttjande som täckmassor samt deponering av rest) samt deponering av de allra mest förorenade massorna på deponi för farligt avfall. Urgrävning och behandling enligt ovan men med den skillnaden att jordtvätt utförs med jordtvättsanläggning som etableras på platsen. Övertäckning i syfte att minska risken för direktexponering.

Uppdragsnr: 10083246 82 (111) Alternativen uppdelas enligt nedan. För varje alternativ studeras scenariot efterbehandling för nyttjande som bostadsmark (B) respektive rekreationsmark (R) samt med eller utan åtgärd av djupt liggande massor i delområde 2 (D), vilket ger totalt 14 åtgärdsalternativ. En schematisk bild över åtgärdsalternativen visas i Figur 7.3. 0 Nollalternativet Nollalternativet innebär att inga källtermsreducerande åtgärder görs på området. U Urgrävning Avlägsnande av föroreningar genom urgrävning med efterföljande deponering, behandling eller destruktion av massor. Alternativet studeras för fallet att massorna transporteras till extern behandlingsanläggning (U1) respektive att massorna behandlas på plats (U2). T Övertäckning Alternativet studeras för fallet att området fylls upp 1 m (T1) respektive 2 m (T2). Visst schakt ingår i samtliga övertäckningsalternativ. 2 m över bef markyta 1 m över bef markyta Påförda massor Påförda massor Befintlig markyta 1 m över bef markyta 2 m över bef markyta Befintliga U1 U2 T1 T2 förhållanden Massorna behandlas på extern anläggning Massorna behandlas på plats och nyttjas för återfyllning Figur 7.3. Schematisk bild över studerade åtgärdsalternativ. Marknivåer avser nivå över eller under nuvarande markyta. De överst liggande massorna behandlas på extern anläggning. Området täcks med 1m rena massor. De mest förorenade massorna grävs upp. Området täcks med 2m rena massor.

Uppdragsnr: 10083246 83 (111) 7.6.2.1 Nollalternativet (0) ingen åtgärd Ingen åtgärd som reducerar föroreningskällan görs inom området. För att reducera de akuta hälsorisker som föreligger på grund av de ställvis höga halterna av arsenik i ytlig jord krävs att området inhägnas. För att begränsa risken för oacceptabel spridning till recipienten krävs åtgärder som minskar rasrisken. Ett nollalternativ skulle sannolikt medföra ett behov av att inrätta ett miljöriskområde med tillhörande prövning och villkor för kontroll. Urgrävning (U) I nedanstående alternativ hänvisas till jordtvätt som behandlingsmetod. Denna metod har bedömts möjlig att nyttja men måste utredas närmare avseende avskiljning av arsenik eftersom enkla tvättförsök med vatten har visat begränsade resultat med avseende på avskiljning. Metoden jordtvätt kan ersättas av t ex deponering. 7.6.2.2 U1- Urgrävning och behandling på annan plats Alternativet innebär att jordmassor ned till 2 m djup och med föroreningsnivåer över respektive föreslagna platsspecifika riktvärdet för 0-1 respektive 1-2 m nivå ersätts med rena massor. Åtgärden är anmälningspliktig. Uppgrävda massor siktas mekaniskt och fraktionen >30 mm nyttjas som återfyllning. Massor med föroreningsinnehåll underskridande riktvärdet 2xMKM används som täckmassor vid t ex Långtå avfallsanläggning. Massor med föroreningsinnehåll mellan 2xMKM och haltgränsen för farligt avfall behandlas med jordtvätt på extern anläggning, varvid den tvättade fraktionen kan användas för sluttäckning av deponi och restmängden (filterkakan) deponeras på deponi för farligt avfall. Massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall deponeras. Beroende på behandlingsanläggningens tillstånd och kapacitet kan ev. även massor med halter motsvarande farligt avfall behandlas. 7.6.2.3 U2- Urgrävning och behandling på platsen. Återfyllnad med rena tvättade massor Som alternativ U2 med den skillnad att jordtvätt utförs med anläggning som etableras på plats. Den tvättade fraktionen används som återfyllnad på plats, vilket förutsätter att dessa uppfyller uppställda krav. Restmängden (filterkakan) samt massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall deponeras. Alternativet innebär att transportmängden minskar kraftigt eftersom inga massor för jordtvätt behöver transporteras från platsen. Då tvättade massor återanvänds vid återfyllnad ersätter dessa massor som annars behöver köpas in och de transporter som krävs för dessa. För återfyllnad i högre liggande marklager krävs att höga renhetskrav med avseende på föroreningsinnehåll kan uppfyllas varför man lämpligen inför två kvalitetsklasser med avseende på friklassning.

Uppdragsnr: 10083246 84 (111) Övertäckning (T) Alternativ T1 och T2 bygger på övertäckning i syfte att minska risk för skadlig exponering för människa. 7.6.2.4 T1. Övertäckning 1 m Alternativet innebär att jordmassor ned till 1 m djup och med föroreningsnivåer över det föreslagna platsspecifika riktvärdet för 1-2 m nivå ersätts med rena massor. Under detta djup tas samtliga massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall upp och ersätts med rena massor. Hela området fylls upp med 1 m rena massor. Uppgrävda massor siktas mekaniskt och fraktionen >30 mm nyttjas som återfyllning. Massor med föroreningsinnehåll underskridande riktvärdet 2xMKM används som täckmassor vid t ex Långtå avfallsanläggning. Massor med föroreningsinnehåll mellan 2xMKM och haltgränsen för farligt avfall behandlas med jordtvätt på extern anläggning, varvid den tvättade fraktionen kan användas för sluttäckning av deponi och restmängden (filterkakan) deponeras på deponi för farligt avfall. Massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall deponeras. Beroende på behandlingsanläggningens tillstånd och kapacitet kan ev. även massor med halter motsvarande farligt avfall behandlas. 7.6.2.5 T2. Övertäckning 2 m Som alternativ T1 med den skillnaden att endast massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall upp och ersätts med rena massor. Hela området fylls upp med 2 m rena massor. Uppgrävda massor siktas mekaniskt och fraktionen >30 mm nyttjas som återfyllning. Massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall deponeras. 7.6.3 Övriga hänsynstaganden 7.6.3.1 Hantering av kisaska under schakt Kisaska utgör en stor källa till föroreningsförekomst och bedöms i hög grad påverka resultat av t ex jordtvätt, då avskiljning av förorenat material genom separering av större fraktioner inte fungerar för kisaska. Kiskaskan bedöms i hög grad föreligga som skiktvis och separerbar utfyllnad. I schaktalternativen bör därför kisaska avskiljas genom försiktig schakt och inte medfölja andra massor. 7.6.3.2 Hantering av förorenat grundvatten Under schakt kommer förorenat länsvatten att behöva renas (se 7.4.12).

Uppdragsnr: 10083246 85 (111) 7.7 Åtgärdsalternativ - djupt liggande massor Vid åtgärd av de föroreningar som påträffats under grundvattenytan, på djup större än 2 m under markytan, i delområde 2 kommer spontning att krävas eftersom området ligger direkt i anslutning till Söderhamnsfjärden. Spontningsarbetena medför en hög kostnad. För respektive åtgärdsalternativ ovan så finns ett alternativ D som beskriver fallet att dessa djupt liggande massor åtgärdas. Åtgärdsmålet varierar beroende på valt åtgärdsalternativ och i kostnadsberäkningen har det antagits att man i fallet D nyttjar samma åtgärdsmål för massor djupare 2 m under markytan som för massor på 1-2 m djup.

Uppdragsnr: 10083246 86 (111) 7.8 Åtgärdsalternativ sediment Åtgärdsalternativen att kvarlämna respektive att muddra upp sedimenten genom grävmuddring har utretts närmare liksom alternativet att kvarlämna sedimenten. Två alternativa förfaringssätt avseende avvattning belyses. Avlägsnande av förorenade sediment genom grävmuddring innanför tätskärm och transport till behandlingsanläggning. Avvattning sker antingen på plats eller på mottagande anläggning. Två fall med skilda acceptabla resthalter har studerats: S1. Som åtgärdsmål ansätts acceptabel resthalt 1000 mg/kg TS. S2. Som åtgärdsmål ansätts acceptabel resthalt 50 mg/kg TS. Fall S1 motsvarar att åtgärder utförs av de allra mest förorenade sedimenten medan fall S2 omfattar åtgärder av de sediment där tydligt förhöjda föroreningsnivåer konstaterats. 7.9 Reduktion av föroreningsmängd - landområdet Reduktionen av mängden arsenik respektive PAH vid olika åtgärdsalternativ för landområdet har beräknats och resultatet återges i nedanstående tabeller (se även Figur 8.3). Vid beräkningen har av befintlig mängd har medelvärden av analysdata inom respektive delområde och 0,5 m djupintervall nyttjats. Vid beräkning av restmängder för olika åtgärdsalternativ har samma analysdata nyttjats som beräkningsunderlag men de mätvärden som överskridit det platsspecifika riktvärdet för aktuell markanvändning och djup har justerats till acceptabel resthalt. På djup större än 2 m har acceptabel resthalt för 1-2 m djup nyttjats. Beräkningen redovisas i Bilaga 7:3. Tabell 7.6. Reduktion av föroreningsmängd åtgärdsalternativ för nyttjande som bostadsmark Arsenik PAH-c PAH-ö [kg] [%] [kg] [%] [kg] [%] Befintlig mängd 8500 100 % 2400 100 % 16200 100 % Källtermsreduktion U1-B -7700-91 % -2000-84 % -14300-88 % U2-B -7700-91 % -2000-84 % -14300-88 % U1D-B -8300-97 % -2100-88 % -15700-96 % U2D-B -8300-97 % -2100-88 % -15700-96 % T1-B -5600-66 % -1700-72 % -13100-81 % T1D-B -5600-66 % -1800-74 % -14200-87 % T2-2200 -26 % -1300-55 % -12000-74 % T2D -2300-26 % -1400-57 % -13000-80 %

Uppdragsnr: 10083246 87 (111) Tabell 7.7. Reduktion av föroreningsmängd åtgärdsalternativ för nyttjande som rekreationsmark Arsenik PAH-c PAH-ö [kg] [%] [kg] [%] [kg] [%] Befintlig mängd 8500 100 % 2400 100 % 16200 100 % Källtermsreduktion U1-R -7200-85 % -1600-68 % -13900-86 % U2-R -7200-85 % -1600-68 % -13900-86 % U1D-R -7700-90 % -1600-68 % -15200-94 % U2D-R -7700-90 % -1600-68 % -15200-94 % T1-R -4800-57 % -1400-59 % -12800-79 % T1D-R -4900-58 % -1400-61 % -13900-86 % T2-2200 -26 % -1300-55 % -12000-74 % T2D -2300-26 % -1400-57 % -13000-80 % 7.10 Reduktion av föroreningsmängd sediment Reduktionen av mängden arsenik respektive PAH vid olika åtgärdsalternativ avseende förorenade sediment har beräknats och resultatet återges i Tabell 7.8. För S1 gäller åtgärdsmålet 1000 mg/kg TS och för S2 gäller 50 mg/kg TS. Tabell 7.8. Reduktion av föroreningsmängd vid åtgärder i sediment Arsenik PAH16 [kg] [%] [kg] [%] Befintlig mängd* 50 100 % 1000 100 % S2 - - -800-80 % S1 - - -1000 100 % * Avser befintlig mängd i sediment med PAH-halter >30 mg/kg TS. 7.11 Massbalans Massbalansen avseende utsiktade och friklassade massor (fraktion >30 mm) samt massor som friklassats för återanvändning efter jordtvätt på plats har kontrollerats för de aktuella åtgärdsalternativen. Det förutsätts vid beräkningarna att dessa massor klarar uppställda krav återfyllning på större djup än 1 m. Med dessa förutsättningar finns ett massöverskott i de alternativ som inkluderar jordtvätt på plats (U2) samt täckalternativen T1, se Tabell 7.9. Det totala massbehovet, där även behovet av ersättningsmassor i nivå 0-1 m inkluderas, är dock mycket större. För att klara massbalansen i de nämnda fallen kan en hantering av friklassade återfyllnadsmassor i två olika kvalitetsklasser, där den högre kvalitetsnivån svarar mot kraven för skiktet 0-1 m, nyttjas. Hanteringen förutsätter dock att mängden massor som kan friklassas enligt de högre kraven är tillräckligt stor.

Uppdragsnr: 10083246 88 (111) Tabell 7.9. Massbalans med avseende på utsiktade massor >30 mm samt friklassade efter jordtvätt. Massöverskott markeras med fet stil. Fyll Befintliga Massbalans Alternativ 0-1 m 1-4 m massor* 1-4 m TOTALT U1-B 34 101 22 794 16 481-6 313-40 414 U1D-B 34 101 25 294 16 481-8 813-42 914 U1-R 28 778 12 041 11 637-404 -29 182 U1D-R 28 778 13 986 11 637-2 349-31 127 U2-B 34 101 22 794 27 483 4 689-29 412 U2D-B 34 101 25 294 28 175 2 881-31 220 U2-R 28 778 12 041 21 666 9 626-19 152 U2D-R 28 778 13 986 22 338 8 353-20 425 T1-B 29 897 893 8 950 8 057-21 840 T1D-B 29 897 1 359 8 950 7 591-22 306 T1-R 16 860 893 4 854 3 961-12 898 T1D-R 16 860 1 359 4 854 3 495-13 364 T2 2 019 893 615-277 -2 297 T2D 2 019 1 359 615-743 -2 763 * utsiktade >30 mm samt friklassade efter jordtvätt 7.12 Kostnadsberäkning 7.12.1 Landområdet 7.12.1.1 Kostnadsposter I strävan att presentera kostnadsuppskattningar som omfattar så många kostnadsposter som möjligt redan i utredningsfasen har prisuppgifter hämtats från flera källor. Bland annat har mottagningsanläggningar för förorenad jord, behandlingsentreprenörer, schaktentreprenörer, transportörer och sakkunniga inom olika delar av WSP kontaktats. Kostnaderna uttrycks som mest trolig kostnad och baseras på följande kostnadsposter: Upphandling och byggledning Eventuell tillståndsprocess Etableringar Miljökontroll (provtagning och analyser) i åtgärdsfas respektive i förekommande fall i driftsfas Schaktarbeten (urgrävning) inkl harpning/siktning och transporter inom området

Uppdragsnr: 10083246 89 (111) Behandling av massor på plats alternativt extern anläggning Slutligt omhändertagande av förorenad jord samt behandlade massor Transporter till behandlingsanläggning och slutligt omhändertagande Återfyllnadsmassor (fall A) inkl lokala transporter Ersättningsmassor (fall B) inkl transport Utförande av återfyllnad Hantering och rening av grundvatten På totalsummorna har lagts till en schablonkostnad om 10 % som bl.a. innefattar: Långsam entreprenad på grund av harpning och siktning, försiktigt schakt vid husgrunder och systematisk förekomst av slipers i marken, m.m. Omhändertagande av asfalt och osorterat byggavfall Oförutsedda arbeten Kostnad för följande delposter tillkommer: Efterbehandling av sediment- Rivning av byggnader samt markkonstruktioner etc. Utförande av kajkonstruktioner Samtliga enhetspriser och kostnader uttrycks i 2007 års penningvärde, oavsett när kostnaderna förväntas uppstå. Det har alltså inte gjorts någon omräkning till nuvärde. Kostnadsberäkningen och beräkningsresultaten presenteras i Bilaga 7:4, där även antagna kostnadsposter och enhetspriser framgår. I förekommande fall har kostnad för deponiskatt inräknats i mottagningskostnaden. 7.12.1.2 Kommentar till kostnadsberäkning Utöver arsenik och PAH har oljekolväten påträffats inom delar av området. Behandlingsmetoder anpassade för PAH klarar även av oljekolväten och omfattningen av dessa föroreningar är liten i förhållande till omfattningen av PAH och arsenik varför någon särskild beräkning av kostnad för hantering av dessa inte har tagits med här. Samma gäller t ex zink och andra metaller som förknippas med kisaska och CCAmedel. Beräkningarna förutsätter att schakt kan utföras utan större och mer kostsamma stabilitetsåtgärder ned till ca 2 m djup, dvs. grundvattennivå/havsyta, i de strandnära områdena. Vid beräkning av kostnad för spont i de alternativ där djupt liggande föroreningar i område 2 tas upp förutsätts att de geotekniska förhållandena är sådana att sponten kan slås utan hinder.

Uppdragsnr: 10083246 90 (111) Mängden produkt i fri fas har förutsatts vara begränsad och bedöms inte påverka kostnadsbedömningen. Mängd bör dock finnas med i mängdförteckning för entreprenadarbetena. Kostnaden för rening av länsvatten bedöms vara liten i förhållande till schakt och behandling av massor, c:a 300-500 kkr. 7.12.1.3 Beräknade kostnader Beräknad kostnad för de olika åtgärdsalternativen avseende efterbehandling av landområdet redovisas nedan. En fullständig beskrivning av kostnadsberäkningen finns i Bilaga 7:4. Nollalternativet (0) ingen åtgärd Nollalternativet leder till vissa kostnader för inhägnad av området, prövning av miljöriskområde, förstärkning av kajerna samt uppföljande miljökontroll. Kostnaden bedöms uppgå till mellan ca 1 och 2 Mkr, exklusive den uppföljande miljökontrollen. Inhägnad: 200 kkr Förstärkning av kajer (släntning): 500 kkr (Bilaga 2:2). Prövning av miljöriskområde: 500 1000 kkr. Uppföljande miljökontroll: 150 kkr/år.

Uppdragsnr: 10083246 91 (111) Kostnader för åtgärdsalternativ vid nyttjande som bostadsmark (B) Den beräknade kostnaden för åtgärder vid nyttjande av marken för bostadsändamål är 35 66 Mkr beroende på valt åtgärdsalternativ, se Tabell 7.10. Merkostnaden för åtgärd av den djupt liggande föroreningen i delområde 2 uppgår till mellan 4 och 8 Mkr för de olika alternativen. Tabell 7.10. Beräknade kostnader för åtgärdsalternativ vid nyttjande av marken för bostadsändamål [kkr] Åtgärdsalternativ U1-B U2-B T1-B T2 Upphandling/byggledning 7 000 6 300 6 000 4 300 Tillståndsprocess 0 200 0 0 Etableringar 0 1 000 0 0 Miljökontroll 3 500 3 500 3 500 3 500 Schaktarbeten mm 5 700 5 700 3 100 300 Återfyllnadsarbeten 2 800 2 800 4 100 5 200 Behandling/omhändertagande av förorenade massor - Deponering av massor <2xMKM 4 700 4 700 2 100 0 - Jordtvätt inkl slutligt omhändertagande exkl trpt 12 200 11 700 7 700 0 - Transporter ingående i ovan 3 900 1 700 2 500 0 - Deponering av massor >FA 3 900 3 900 3 900 3 900 Transporter, externa - Transport av massor <2xMKM 1 200 1 200 500 0 - Transport av massor till jordtvätt 1 700 0 1 100 0 - Transport av massor >FA 1 100 1 100 1 100 1 100 - Transport av återfyllnadsmassor 1 600 1 200 2 900 4 100 Återfyllnadsmassor - Återfyllnadmassor, fall A 0 0 0 0 - Återfyllnadmassor, inköpta (fall B) 4 000 2 900 7 200 10 300 Hantering och rening av grundvatten 300 300 200 150 Spont 0 0 0 0 Övrigt 4 700 4 200 4 000 2 800 Summa 58 400 52 500 49 800 35 700 Alternativ med hantering av djupt liggande massor i delområde 2 (D) 66 400 60 000 54 500 40 200 Merkostnad för D 8 000 7 500 4 700 4 500

Uppdragsnr: 10083246 92 (111) Kostnader för åtgärdsalternativ vid nyttjande som rekreationsmark (R) Den beräknade kostnaden för åtgärder vid nyttjande av marken för bostadsändamål är 35 55 Mkr beroende på valt åtgärdsalternativ, se Tabell 7.9. Merkostnaden för åtgärd av den djupt liggande föroreningen i delområde 2 uppgår till mellan 4 och 7 Mkr för de olika alternativen. Tabell 7.9. Beräknade kostnader för åtgärdsalternativ vid nyttjande av marken för rekreationsändamål [kkr] Åtgärdsalternativ U1-R U2-R T1-R T2 Upphandling/byggledning 5 800 5 200 4 900 4 300 Tillståndsprocess 0 200 0 0 Etableringar 0 1 000 0 0 Miljökontroll 3 500 3 500 3 500 3 500 Schaktarbeten mm 4 100 4 100 1 800 300 Återfyllnadsarbeten 2 000 2 000 3 400 5 200 Behandling/omhändertagande av förorenade massor - Deponering av massor <2xMKM 2 700 2 700 700 0 - Jordtvätt inkl slutligt omhändertagande exkl trpt 11 100 10 700 6 000 0 - Transporter ingående i ovan 3 600 1 600 1 900 0 - Deponering av massor >FA 3 900 3 900 3 900 3 900 Transporter, externa - Transport av massor <2xMKM 700 700 200 0 - Transport av massor till jordtvätt 1 600 0 900 0 - Transport av massor >FA 1 100 1 100 1 100 1 100 - Transport av återfyllnadsmassor 1 200 800 2 500 4 100 Återfyllnadsmassor - Återfyllnadmassor, fall A 300 300 200 150 - Återfyllnadmassor, inköpta (fall B) 2 900 1 900 6 300 10 300 Hantering och rening av grundvatten 0 0 0 0 Spont 0 0 0 0 Övrigt 3 900 3 500 3 200 2 800 Summa 48 400 43 200 40 400 35 700 Alternativ med hantering av djupt liggande massor i delområde 2 (D) 55 900 50 200 45 200 40 200 Merkostnad D 7 500 7 000 4 800 4 500

Uppdragsnr: 10083246 93 (111) 7.12.2 Förorenade sediment Den beräknade kostnaden för åtgärder av förorenade sediment enligt åtgärdsalternativ S1 beräknas till mellan 0,8 och 2 Mkr och enligt åtgärdsalternativ S2 till mellan 4,4 och 7,5 Mkr (Tabell 7.10). S2 Tabell 7.10. Beräknade kostnader för åtgärdsalternativ avseende sediment (kkr). S1 Åtgärdsalternativ 300 m 3 3000 m 3 Etablering av mudderverk mm 500 700 500 700 Muddring (250 350 kr/m 3 ) 75 105 750 1050 Avvattning inkl vattenrening (200-250 kr/m3) * 60 100 600 750 Transport och omhändertagande av avvattnade sediment (800 1500 kr/ton) 260 500 2640 5000 Summa 900 1400 4500-7500 * avvattning på extern anläggning eller på platsen 7.13 Angående osäkerheter i kostnadsskattning Kostnadsuppskattningen baseras på antagna priser och mängder samt antagna förutsättningar avseende exempelvis jordtvätt. Utförda undersökningar har utnyttjats för att så långt möjligt bedöma de behandlingsmässiga förutsättningarna. Några behandlingsförsök i syfte att erhålla mer exakta uppgifter har dock ej utförts inom ramen för detta uppdrag. De mängder som nyttjas i kostnadsuppskattningarna ligger med 80 % statistisk säkerhet inom angiven mängd +/- 10 %. Variationen inom olika haltintervall inom den angivna mängden kan vara något större än 10 %. En generell ökning av mängderna med 10 % resulterar i att kostnaden för varje åtgärdsalternativ ökar i samma storleksordning. Kostnadsuppskattningen är starkt beroende av vilken eller vilka anläggningar för extern behandling som väljs samt transportavstånd till dessa, då omkring 40 % av den beräknade kostnaden för respektive åtgärdsalternativ härrör från behandling och 15 % från transport. Främst är det möjligheterna att omhänderta lågförorenade massor, dvs. massor med föroreningshalter upp till 2 gånger det generella riktvärdet för mindre känslig markanvändning, MKM, lokalt på Långtå som påverkar prisbilden. Korta transportavstånd för en stor andel av massorna och en relativt låg kostnad för hanteringen på anläggningen bidrar till en kostnadseffektiv hantering. Alternativ hantering medför en betydligt större kostnad. 7.14 Kommentarer till åtgärdsalternativen Genomförbarhet Samtliga föreslagna åtgärdsalternativ bedöms realistiska och fullt möjliga att genomföra. Utförandetid tid tills åtgärdsmål är uppnått

Uppdragsnr: 10083246 94 (111) Föreslagna åtgärdsalternativ kan utföras med en bedömd entreprenadtid understigande 1 år. I de alternativ där stora mängder ersättningsmassor krävs kan just tillgången på sådant material dock påverka genomförandetiden. Bedömd entreprenadtid för genomförande av arbetena är 4-8 månader beroende av vilken maskinkapacitet som nyttjas. Schakt och muddringsarbetena bör genomföras under otjälade förhållanden. Eftersom föroreningarna grävs bort alternativt täcks över så kommer åtgärdsmålet att vara uppfyllt i den stund schakt och fyllarbetena är avslutade. Det bör påpekas att tillgången på mer avancerade jordtvättar är begränsad varför framförhållningen med avseende på genomförande bör vara god. Kontrollerbarhet Kontrollerbarheten är hög i samtliga åtgärdsalternativ som omfattar schakt eftersom samtliga massor då kommer att kontrolleras avseende föroreningsinnehåll. Föroreningshalter i schaktvägg och botten kontrolleras och dokumenteras. I täckalternativen har kontroll av samtliga massors föroreningsinnehåll inberäknats men eftersom schakt inte kommer att göras i samma omfattning så bedöms kontrollerbarheten vara något lägre i dessa fall. Kunskapen om föroreningssituationen är dock så god efter utförda undersökningar att detta inte behöver påverka möjligheten att åtgärdsmålet uppfylls. Beständighet Samtliga schaktalternativ medför en betydlig reducering av föroreningsmängden (källtermen) varför någon återkontaminering av sanerade områden i dessa alternativ ej är att förvänta. I täckalternativen tillåts högre restkoncentrationer som kan medföra viss risk för återkontaminering. Åtgärdsalternativen omfattar ej några konstruktioner eller liknande med begränsad livslängd som kan påverka åtgärdsmålet på sikt. Åtkomlighet reparerbarhet Kvarlämnande föroreningar är i samtliga fall tekniskt åtkomliga för eventuellt kommande kompletterande åtgärder, i täckalternativen är åtkomligheten förknippad med en större kostnad för massförflyttning. Om byggnationer utförs på den sanerade marken kommer åtkomligheten att minska kraftigt eller elimineras. Risker Åtgärderna innehåller risker avseende arbetsmiljö och omgivningspåverkan (till exempel damning) som i samtliga fall bedöms hanterbara. Störst risk avseende omgivningspåverkan finns i sedimentmuddringen och vid arbeten i strandlinjen. Denna risk hanteras genom att skyddsåtgärder, till exempel skärmar som begränsar partikelspridningen., utnyttjas. Vid djupare schakter (delområde 2) och i nivå för grundvattenytan kommer att medföra förhöjd risk för spridning via grundvatten. Djupare schakter innebär att stora volymer vatten kommer att behöva hanteras (kontrolleras och renas) före utsläpp. Klimatpåverkan Klimatpåverkan mätt som koldioxidutsläpp i ton från transporter har beräknats översiktligt för varje åtgärdsalternativ. Transportarbetet har vid beräkningarna ansatts vara proportionell mot transportkostnaden. Det totala utsläppet av koldioxid har beräknats enligt följande:

Uppdragsnr: 10083246 95 (111) [CO2, ton] = [Transportkostnad, kr] *[medelhastighet km/h] * [Utsläpp, kg/km] [Timkostnad, kr/tim] Transportkostnaden framgår av kostnadsberäkningen för varje alternativ. Timkostnaden för lastbil har antagits till 700 kr/tim och medelhastigheten 50 km/tim. Koldioxidutsläppet vid lastbilstransport antas vara 0,056 kg/km. 8 Riskvärdering För att slutligen kunna välja en lämplig åtgärd utförs en riskvärdering, det vill säga en sammanvägd värdering av miljö- och hälsorisker, tekniska och ekonomiska aspekter samt allmänna och enskilda intressen för de olika åtgärdsalternativ som åtgärdsutredningen visat är lämpliga. Det underlag som riskvärderingen grundar sig på är undersöknings- och utredningsresultat, miljöoch hälsoriskbedömning, åtgärdsutredning och förslag på övergripande åtgärdsmål. Riskvärderingen påverkas även av juridiska, sociala, psykologiska, politiska och privata överväganden. Det ingår många aspekter som inte är naturvetenskapliga, till exempel att människor kan känna oro och att markens värde kan påverkas om en viss åtgärd väljs. Figur 8.1 Parametrar som generellt ingår i en riskvärdering. Riskvärderingen ligger till grund för beslut om åtgärdernas inriktning och omfattning samt formulering av detaljerade åtgärdsmål. Nationella, regionala och lokala miljömål och intressen ingår i riskvärderingen, varför den slutliga värderingen görs i samråd med tillsynsmyndigheten (i detta fall Länsstyrelsen i Gävleborgs län). Alternativen rankas i skala 1-3, där 1 innebär det miljömässigt, tekniskt eller ekonomiskt bästa alternativet. Riskvärderingen sammanfattas i en matris (Bilaga 8:1). 8.1 Åtgärdsalternativ Inom ramen för åtgärdsutredningen har 14 åtgärdsalternativ utarbetats och värderats, se Tabell 8.1. För de flesta alternativ finns en bostads- och en rekreationsvariant, som skiljer sig åt avseende vilka resthalter som är acceptabla inom landområdet. (se avsnitt 6.2).

Uppdragsnr: 10083246 96 (111) Tabell 8.1. Värderade åtgärdsalternativ. U=urgrävning. T=övertäckning. B=bostäder, R=rekreation, D= djupare schkat inom delområde 2. Beteckning Åtgärdsalternativ 0 Nollalternativ. Inhägnad och administrativa åtgärder som inrättande av miljöriskområde inklusive prövningsprocess och miljökontroll. U1-R U1-B U1D-R U1D-B U2-R U2-B U2D-R U2D-B T1-R T1-B T1D-R T1D-B T2 LANDOMRÅDET Urgrävning av jordmassor som överskrider föreslagna platsspecifika riktvärden för 0-1 respektive 1-2 m. Uppgrävda massor siktas mekaniskt och fraktionen >30 mm nyttjas som återfyllning. Anmälningspliktig verksamhet. Övrig återfyllnad med rena massor. Massor med föroreningsinnehåll under riktvärdet MKM används som täckmassor vid Långtå avfallsanläggning. Massor med föroreningsinnehåll mellan MKM och haltgränsen för farligt avfall behandlas med jordtvätt på extern anläggning, varvid den tvättade fraktionen kan användas för sluttäckning av deponi och restmängden (filterkakan) deponeras på deponi för farligt avfall. Massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall deponeras. Som ovan med den skillnaden att de förorenade jordmassorna på större djup än 2 m inom delområde 2 åtgärdas. Åtgärdsmål för dessa massor motsvarar åtgärdsmål för massor på 1-2 m djup. Som för U1 men jordtvätt utförs med anläggning som etableras på plats. Tvättade fraktionen som uppfyller platsspecifika riktvärden används som återfyllnad på plats. Restmängden (filterkakan) samt massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall deponeras. Tillståndspliktig verksamhet. Som ovan med den skillnaden att de förorenade jordmassorna på större djup än 2 m inom delområde 2 åtgärdas. Åtgärdsmål motsvarar åtgärdsmål för massor på 1-2 m djup. Urgrävning av jordmassor som överskrider föreslagna platsspecifika riktvärden för 1-2 m och ersätts med rena massor. Under detta djup tas samtliga massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall upp och ersätts med rena massor. Hela området fylls upp med 1 m rena massor. Nuvarande markyta höjs 1 m. Uppgrävda massor siktas mekaniskt och fraktionen >30 mm nyttjas som återfyllning. Massor med föroreningsinnehåll underskridande riktvärdet MKM används som täckmassor vid Långtå avfallsanläggning. Massor med föroreningsinnehåll mellan MKM och haltgränsen för farligt avfall behandlas med jordtvätt på extern anläggning, varvid den tvättade fraktionen kan användas för sluttäckning av deponi och restmängden (filterkakan) deponeras på deponi för farligt avfall. Massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall deponeras. Som ovan med skillnaden att även de förorenade jordmassorna på större djup än 2 m inom delområde 2 åtgärdas. Åtgärdsmål motsvarar åtgärdsmål för massor på 1-2 m djup. Liknande alternativ T1, men endast massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall grävs upp och ersätts med rena massor. Hela området fylls upp med 2 m rena massor. Markytans nivå höjs 2 m. Uppgrävda massor siktas mekaniskt och fraktionen >30 mm nyttjas som återfyllning. Massor med föroreningsnivåer över haltgränsen för farligt avfall deponeras.

Uppdragsnr: 10083246 97 (111) T2-D Som ovan med skillnaden att även de förorenade jordmassorna på större djup än 2 m inom delområde 2 åtgärdas. Åtgärdsmål för dessa massor motsvarar åtgärdsmål för massor på 1-2 m djup. S1 S2 SEDIMENT Avlägsnande av förorenade sediment genom grävmuddring innanför tätskärm och transport till behandlingsanläggning. Avvattning. Preliminärt åtgärdsmål 1000 mg PAH/kg TS Som ovan, men preliminärt åtgärdsmål 50 mg PAH/kg TS. 8.2 Utvärderingskriterier 1) Uppfylls krav på skydd av människors hälsa och miljö efter åtgärd (inom det förorenade området och i omgivningen)? 2) Hur mycket reduceras mängden förorenad jord, mängden föroreningar och föroreningshalterna inom området? Finns halter eller mängder som medför luktproblem, halter som överskrider de föreslagna haltgränserna för farligt avfall eller acceptanskriterierna? Förekommer förorening i fri fas? 3) Uppfylls krav på skydd av människors hälsa och miljö under genomförande av åtgärden (påverkan på människor och miljö inom området och omgivningen, minimeras transporter, återanvänds jordmassor)? 4) Är den teknik som föreslås lämplig (komplex, beprövad, tillståndspliktig, tidskrävande, kontrollerbar, beständig, krävs framtida drift och underhåll, hantering av stora mängder jord, schakt under grundvattenytan)? 5) Medför åtgärden några framtida begränsningar eller krav (t.ex. höjdsättningar, restriktioner i markanvändning, myndighetskrav, anmälan och särskilt arbetarskydd vid schaktarbete)? 6) Tillgodoser alternativet allmänna och enskilda intressen (t.ex. krav och mål från kommun och länsstyrelse, nationella miljömål, intressen hos människor i omgivningen och hos fastighetsägaren/förvaltaren)? 7) Vad kostar åtgärden (total- och marginalkostnad, kostnad för deponiskatt, framtida kostnader)? 8.3 Utvärdering 8.3.1 Skydd av hälsa och miljö efter åtgärd Kommunens övergripande åtgärdsmål har utgjort ramen för riskbedömning och utarbetande av åtgärdsalternativ. Målsättningen är att: Området kan nyttjas av kommande generationer utan risk för negativa hälsoeffekter. Föroreningarna inom landområdet ska inte innebära en ökad risk för vattenmiljön eller för att föroreningar sprids vidare i fjärden.

Uppdragsnr: 10083246 98 (111) Alternativet ska möjliggöra kommunens vision att i framtiden utveckla attraktiva boendemiljöer inom det f.d. impregneringsområdet. Saneringsåtgärden och områdets användning ska samplaneras så att ett så kostnadseffektivt alternativ som möjligt väljs. 8.3.2 Skydd av hälsa och miljö efter åtgärd De miljöaspekter som har beaktats i värderingen är: Uppfyllelse av åtgärdsmål. Källtermsreduktion, dvs. reduktion av föroreningskälla inom landområdet och i sediment. Reduktion av spridning har antagits proportionell mot reduktionen i föroreningsmängd. Nollalternativet, med inhägnad av området och inrättande av miljöriskområde, kommer att reducera risken för hälsa genom att människor utestängs från området. Detta är inte förenligt med kommunens mål för framtida markutnyttjande. Risker för spridning av föroreningar till Söderhamnfjärden på kort och lång sikt reduceras inte. Nollalternativet blir endast aktuellt om inga saneringsåtgärder genomförs och utreds därmed ej vidare inom ramen för riskvärderingen. Åtgärdsalternativ S2, sanering av sediment med en föroreningshalt högre än 1 000 mg/kg TS, leder till att de mest förorenade sedimentområdena saneras. Den föreslagna acceptabla föroreningsnivån i sediment överskrids. Detta medför att risker för människors hälsa och miljön i recipienten inte kan uteslutas inom mindre områden i anslutning till det f.d. impregneringsområdet. Detta alternativ utreds därmed inte vidare inom ramen för riskvärderingen. Alternativ U1-B, U1D-B, U2-B, U2D-B, T1-B, T1D-B, T2, T2D i kombination med S2 leder till att åtgärdsmålet avseende hälsa uppfylls och att området kan utnyttjas för bostadsändamål. Alternativ U1-R, U1D-R, U2-R, U2D-R, T1-R, T1D-R, T2, T2D i kombination med S2 leder till att åtgärdsmålet avseende hälsa och miljö uppfylls och att området kan utnyttjas för rekreationsområde. Sanering med målsättning att omvandla hela området till rekreationsområde utesluter inte en framtida markanvändning för bostadsändamål. Genom höjning av marknivåerna (övertäckning med rena massor) inom de områden som ska bebyggas kan området utnyttjas för bostadsändamål. Med tanke på områdets strandnära läge, gestaltning och anslutning till vägar etc. är det troligt att någon form av nivåjustering behöver göras även av andra skäl. Kombination av rekreations- och bostadsalternativ är också möjliga, till exempel med sanering som uppfyller krav för rekreation i strandnära områden och motsvarande bostadsändamål i centrala och södra delar av udden (se till exempel Figur 8.2).

Uppdragsnr: 10083246 99 (111) Figur 8.2. Skiss framtida markutnyttjande inom f.d. impregneringsområdet. Program för utveckling Faxe Östra-strandnära område mellan Faxeholmen och Stugsund" antaget av kommunfullmäktige i Söderhamn 2006-01-30 Samtliga urschaktningsalternativ och övertäckningsalternativ, i kombination med åtgärder för strandnära sediment (S2), bedöms leda till att åtgärdsmålet för skydd av miljön i Söderhamnsfjärden uppfylls. Övertäckningsalternativen leder till en mindre reduktion av föroreningsmängder och belastning (se nedan) vilket leder till att något större långsiktiga risker kvarstår. Det övergripande åtgärdsmålet bedöms dock uppfyllas med hänsyn till att dagens belastning är låg, en stor andel av föroreningarna tas bort från landområdet samt att de mest förorenade sedimenten avlägsnas. Reduktionen av föroreningsmängderna inom området varierar med åtgärdsalternativen enligt Figur 8.3. Den största källtermsreduktionen och därmed minskning i belastning uppnås i urschaktningsalternativen (U). Skillnaden mellan bostads- och rekreationsändamål är relativt liten. Reduktionen i arsenik beräknas vara mellan cirka 85 och 97 %. Alternativen reducerar mängden cancerogena och övriga PAH-föreningar med mellan cirka 68 till 96 %. Den största skillnaden i källtermsreduktion mellan urschaktnings- (U) och täckningsalternativen (T) ses i reduktionen av arsenikmängden. Arsenikreduktionen i täckningsalternativen varierar mellan cirka 30 % i T2 och cirka 65 % i T1. Reduktionen av cancerogena och övriga PAH-föreningar beräknas uppgå till mellan cirka 55 % till 87 % för täckalternativen. Med avseende på källterms- och belastningsreduktion rankas alternativen enligt följande: 1. U1DB, U2DB, U1B, U2B, U1DR, U2DR, U1R, U2R 2. T1DB, T1B, T1DR, T1R 3. T2D, T2 Sammanfattningsvis bedöms alla åtgärdsalternativ utom nollalternativet och S2 uppfyller de övergripande åtgärdsmålen. Störst källtermsreduktion erhålls i urgrävningsalternativen.