Karlholm Utveckling KB Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand Stockholm 2015-06-15
Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand Datum Reviderad datum 2014-10-17 Utkast 2015-06-15 Uppdragsnummer 1320004034 Utgåva/Status Kristina Jansson Anders Attelind, Louise Andersson Daniel Nordborg/E. Caruth Uppdragsledare/handläggare Handläggare Granskare Ramböll Sverige AB Box 17009, Krukmakargatan 21 104 62 Stockholm Telefon 010-615 60 00 Fax 010-615 20 00 www.ramboll.se Unr 1320004034 Organisationsnummer 556133-0506
(PM/Rapport) Miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet
o:\sto3\sgm\2013\1320004034 miljöteknisk markundersökning karlit\3_teknik\n\dokument\riskbedömning reviderad 2015\slutrapport 2015-06-11\rapport reviderad riskbedömning 150615 rev.docx Innehållsförteckning 1. Inledning... 1 1.1 Uppdrag och syfte... 1 1.2 Bakgrund... 1 2. Områdesbeskrivning... 2 2.1 Undersökningsområdet och dess omgivning... 2 2.2 Nuvarande och framtida markanvändning... 4 2.3 Geologi och hydrogeologi... 4 2.4 Naturresurser... 4 3. Utförda miljötekniska undersökningar... 5 3.1 Lövstabukten och Tämnarån... 5 3.1.1 Översiktliga undersökningar/utredningar av sediment i Lövstabukten (Kemakta, september 2007)... 5 3.1.2 Översiktlig undersökning av sediment i Tämnaråns damm vid f.d. bruket, Karlholmsbruk (Kemakta, 2008-09-11)... 5 3.1.3 Undersökning av sediment i Lövstabukten utanför Karlit (Kemakta, september 2009)... 5 3.1.4 Utredning av dioxiner och furaner i Lövstabukten, Uppsala län (Kemakta, september 2013)... 6 3.1.5 Miljöteknisk undersökning av sediment vid Karlholms strand (Ramböll, 2014-07- 14, reviderad 2014-10-07)... 7 3.2 Karlits industriområde... 7 3.2.1 Undersökning av deponi på Karlits område (Kemakta, juni 2008)... 7 3.2.2 Miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll, 2014-04-16)... 7 3.2.3 Kompletterande miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll, 2014-09- 26, reviderad 2014-10-17)... 8 3.2.4 Kompletterande miljöteknisk undersökning, del två (Ramböll, 2015-02-10)... 9 4. Riskbedömning... 10 4.1 Aktuella föroreningar och deras farlighet... 10 4.1.1 Alifatiska och aromatiska kolväten... 10 4.1.2 PAH... 11 4.1.3 Dioxin... 11 4.1.4 PCB... 12 4.1.5 Arsenik... 13 4.1.6 Bly... 14 4.1.7 Kadmium... 14 4.1.8 Koppar... 14 i Unr 1320004034
o:\sto3\sgm\2013\1320004034 miljöteknisk markundersökning karlit\3_teknik\n\dokument\riskbedömning reviderad 2015\slutrapport 2015-06-11\rapport reviderad riskbedömning 150615 rev.docx 4.1.9 Krom... 15 4.1.10 Kvicksilver... 15 4.1.11 Nickel... 15 4.1.12 Vanadin... 16 4.1.13 Zink... 16 4.2 Föroreningsspridning... 16 4.2.1 Områdets egenskaper... 17 4.2.2 Spridningsförutsättning med avseende på föroreningarnas egenskaper... 20 4.2.3 Samlad bedömning av spridningsförutsättningarna av föroreningar vid Karlitområdet... 22 4.3 Övergripande åtgärdsmål... 24 4.4 Skyddsobjekt, exponeringsvägar och konceptuell modell... 24 4.5 Platsspecifika riktvärden... 25 4.5.1 Markanvändningsscenarier... 25 4.5.2 Områdesspecifika parametrar... 29 4.5.3 Hälsa... 30 4.5.4 Miljö... 34 4.5.5 Beräkning av platsspecifika riktvärden (PSRV)... 37 4.6 Föroreningssituation... 39 4.6.1 Jord och sedimenterat material i industriområdet... 39 4.6.2 Grundvatten... 46 4.6.3 Ytvatten i sedimentationsdammar... 46 4.7 Samlad riskbedömning - planerad markanvändning... 46 4.7.1 Föroreningars farlighet... 47 4.7.2 Föroreningssituation... 47 4.7.3 Föroreningsspridning... 47 4.7.4 Känslighet och skyddsvärde... 48 4.7.5 Hälso- och miljöeffekter samt riskklassning enligt MIFO fas 2... 48 4.8 Samlad riskbedömning - nuvarande markanvändning... 49 4.9 Bedömning av åtgärdsbehov... 50 5. Åtgärdsutredning... 53 5.1 Aktuella saneringsmetoder... 55 5.1.1 Schakt och omhändertagande på extern/intern deponi... 55 5.1.2 Sortering... 56 5.1.3 Återanvändning av förorenade massor... 59 5.1.4 Höjning av marknivån för översvämningsrisk... 63 ii Unr 1320004034
o:\sto3\sgm\2013\1320004034 miljöteknisk markundersökning karlit\3_teknik\n\dokument\riskbedömning reviderad 2015\slutrapport 2015-06-11\rapport reviderad riskbedömning 150615 rev.docx 5.2 Alternativ 1: Noll-alternativ... 64 5.3 Alternativ 2: Schakt och omhändertagande på extern deponi... 64 5.3.1 Kostnadskalkyler... 64 5.4 Alternativ 3 - schakt och omhändertagande inom området... 70 5.4.1 Omhändertagande på befintlig deponi... 70 5.4.2 Tillfällig lagring av förorenade massor... 71 5.4.3 Kostnadsuppskattning... 71 5.5 Metoder för behandling... 73 5.6 Förbränning... 73 5.7 Bästa teknikalternativ (BAT)... 74 6. Underlag till riskvärdering... 74 6.1 Samlad bedömning av olika åtgärdsalternativ... 75 7. Förordat åtgärdsalternativ... 81 8. Mätbara åtgärdsmål, riktvärden och åtgärdskrav... 82 8.1 Mätbara åtgärdsmål och krav för återanvändning av massor... 82 8.2 Riktvärde yt- och länshållningsvatten... 84 8.2.1 Beräkning av riktvärde för utsläpp... 84 8.2.2 Föreslagna riktvärden för utsläpp av yt- och länshållningsvatten... 85 8.3 Åtgärdskrav... 86 9. Skyddsåtgärder... 87 9.1 Bortschaktning och hantering av förorenade massor... 87 9.1.1 Beskrivning skyddsåtgärder... 87 9.1.2 Miljökontroll/kontrollprogram... 88 9.1.3 Bedömning av miljö- och hälsorisker efter skyddsåtgärd... 88 9.2 Tillfällig lagring av förorenade massor... 88 9.2.1 Beskrivning av föreslagna skyddsåtgärder... 89 9.2.2 Kontrollprogram... 89 9.2.3 Översiktlig karaktärisering och föroreningsnivå befintlig deponi... 90 9.2.4 Föroreningsspridning... 91 9.2.5 Bedömning av miljö- och hälsorisker efter skyddsåtgärd... 92 10. Diskussion osäkerheter mm.... 92 10.1 Riskbedömning och bedömning av åtgärdsbehov... 92 10.2 Åtgärdsutredning... 94 10.3 Etapp 2 - specifikt... 95 10.4 Förslaget på skyddsåtgärd för tillfällig lagring av förorenade massor... 96 11. Referenser... 97 iii Unr 1320004034
o:\sto3\sgm\2013\1320004034 miljöteknisk markundersökning karlit\3_teknik\n\dokument\riskbedömning reviderad 2015\slutrapport 2015-06-11\rapport reviderad riskbedömning 150615 rev.docx Bilagor: 1. Sammanställning av analysresultat för jord och utvärdering enligt framtagna platsspecifika riktvärden (PSRV) samt justerade PSRV motsvarande mätbara åtgärdsmål 2. Utdrag ur Naturvårdsverkets riktvärdesmodell för framtagna platsspecifika riktvärden 3. Salixplantering vid Karlholm Strand skyddsåtgärder för tillfällig lagring av förorenade massor, Bioremed AB, 2015-05-13 iv Unr 1320004034
Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand 1. Inledning 1.1 Uppdrag och syfte Ramböll Sverige AB har på uppdrag av Karlholm Utveckling KB genomfört en utredning med avseende på föroreningar i mark vid Karlholms strand (även kallat Karlitområdet), Tierps kommun. Syftet med utredningen var att ta fram platsspecifika riktvärden och göra en bedömning av miljö- och hälsoriskerna med föroreningarna i området samt göra en bedömning av åtgärdsbehov inför planerna på ny bebyggelse enligt kommande ansökan om detaljplan. Vidare är syftet att föreslå lämpliga åtgärdsmetoder för efterbehandling av området. Detta görs genom att ta fram en åtgärdsutredning samt underlag för riskvärdering. Föreliggande utredning baseras på Tierps kommuns förslag till detaljplan för Karlholms strand, DP 537 (fortsättningsvis benämnd plankarta för DP 537 ) samt resultat och bedömningar från tidigare utförda miljötekniska undersökningar och utredningar inom området. 1.2 Bakgrund Ett utkast till denna utredning bilades Karlholm Utveckling KB:s anmälan om efterbehandling enligt 28 i förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd för etapp 2 daterad 2014-10-17. Utredningen har nu uppdaterats med nya uppgifter som tillkommit. Bland annat omfattar uppdateringen bedömningar baserade på resultat från en kompletterande miljöteknisk markundersökning i februari 2015 samt uppgifter om återanvändning av förorenade massor och skyddsåtgärder för tillfällig lagring av förorenade massor inom området. Riskbedömningen har omfattat Karlits tidigare industriområde med undantag för deponiområdet. Den del av det tidigare deponiområdet från vilket deponimassorna flyttats hanteras i ett separat anmälningsärende. De föreslagna platsspecifika riktvärdena som redovisas i denna rapport kan dock tillämpas även när det gäller det området. Efterbehandling av den befintliga deponin kommer att tillståndsprövas i Mark- och miljödomstolen i samband med ansökan om tillstånd för muddring samt omhändertagande av muddermassor. I samband med den prövningen bedöms och hanteras risker utifrån den markanvändning som planeras. Åtgärdsutredningen och underlag till riskvärdering i avsnitt 5 och 6 utfördes i oktober 2014 och är baserad på uppgifter från miljötekniska markundersökningar redovisade våren och hösten 2014. Uppskattningar av föroreningsmängd har förändrats efter att ett delområde (del av deponiområdet) utgått samt efter resultat från en kompletterande miljöteknisk markundersökning (Ramböll 2015-02-10). Dessa förändringar bedöms dock inte ändra de slutsatser som dragits i åtgärdsutredning samt i underlaget för riskvärdering. Av den anledningen samt att 1
det redan pågår ett anmälningsärende för etapp 2, har relevanta delar av åtgärdsutredningen och underlaget för riskvärderingen inte uppdaterats i denna utredning. Avsnittet 5.1.3 om återanvändning av förorenade massor för täckskikt på befintlig deponi samt som återfyllnadsmassor baseras emellertid på uppgifter i denna rapport. 2. Områdesbeskrivning 2.1 Undersökningsområdet och dess omgivning Karlit är ett tidigare industriområde beläget på fastigheten Karlholm 1:53 i brukssamhället Karlholmsbruk i Tierps kommun, ca 30 km sydost om Gävle, se karta i figuren nedan. I Karlholmsbruks samhälle bor ungefär 1 300 invånare. Avståndet till den närmaste bostaden från Karlitområdet är ca 100 meter och ca 150 meter från området finns ett bostadsområde med villor. Karlitområdet ligger i direkt anslutning till sydvästra delen av Karlholmsfjärden, som är en del av Lövstabukten. Söder om området rinner vattendraget Hammarån, vilket mynnar i Tämnarån som i sin tur mynnar i Lövstabukten (Östersjön). Inom området finns en deponi med bland annat fiber- och spånavfall, aska och diverse annat avfall. Deponin har även använts som kommunal deponi för Karlholmsbruks samhälle. Deponins östra del angränsar till strandlinjen. Delar av industriområdet är före detta utfyllda vattenområden med bland annat fiber- och spånavfall och annat industriavfall, se Figur 1. I Karlholmsfjärden utanför industriområdet finns fiberbankar som härrör från träfiberskivetillverkningen. Topografin i området är flack inom industriområdet och höjdskillnaderna är små. I områdets nordvästra del finns dock ett mindre höjdparti. 2
Figur 1. Fastighetskarta över Karlitområdet. Lantmäteriet 2004-11-09. Ur SeSverige. Sjöfartsverket 2005-03-01. 3
2.2 Nuvarande och framtida markanvändning Idag utgörs området av ett industriområde med industribyggnader. Efter att Karlit gick i konkurs 2012 är verksamheten på platsen idag begränsad till restaurering av området. Sedan 2013 har Karlits industriområde en ny fastighetsägare, Karlholm Utveckling KB, som har planer på att göra området tillgängligt för allmänheten både genom att etablera ett handels- och verksamhetsområde och genom byggnation av bostäder. Detta finns beskrivet i Tierps kommuns plankarta för DP 537. Inledningsvis är planen att utreda föroreningssituationen i området och vid behov utföra efterbehandlingsåtgärder. Karlholm Utveckling har även för avsikt att avsluta deponin i området och rensa vattenområdet i anslutning till Karlitområdet. 2.3 Geologi och hydrogeologi Enligt SGU:s jordartskarta utgörs hela området av fyllnadsmaterial. Området omges av sandig morän med inslag av mindre områden med glaciallera. Norr om området med fyllnadsmaterial finns ett mindre parti med postglacial sand. Genomförd undersökning har visat att fyllnadsmaterialet utgörs av bland annat grusig sand, spån eller bark. Fyllnadsmaterialet vars mäktighet uppgår till omkring ca 1 2,5 meter, underlagras i huvudsak av sandigt grus eller av lera. En jämförelse mellan strandlinjen på ekonomisk karta från 1950-talet och dagens strandlinje tyder på att delar av Karlitområdet är utfyllda vattenområden (se fastighetskartan i Figur 1 ovan.) De områden som bedöms vara utfyllda är deponiområdet mot havet, ett område mellan deponin och Själön samt större delen av udden ut mot Själön. 2.4 Naturresurser Lövstabukten är som omnämnts ovan en del av Östersjön och ingår i Norra Östersjöns vattendistrikt. I Lövstabuktens södra del finns de två fjärdarna Karlholmsfjärden och Lötfjärden. Båda områdena är klassade som vattenförekomst kust- och övergångsvatten Karlholmsfjärdens klassning i VISS (VattenInformationsSystem Sverige) avseende ekologisk status är bedömd som otillfredsställande och området uppnår ej god kemisk status. Området bedöms heller inte uppnå god kemisk eller ekologisk status till 2015. En av anledningarna till detta bedöms vara att påverkan av näringsämnen är stor. Lövstabukten är även ett betydelsefullt rekreationsområde för närboende och allmänhet med bad, fiske och en aktiv småbåtshamn. Området är därmed viktigt för den fortsatta utvecklingen av Karlholmsbygden. Enligt VISS finns en vattendelare mellan två huvudavrinningsområden, som går genom Karlitområdet. Industriområdets norra del är beläget inom ett ca en halv kilometer brett delavrinningsområde som sträcker sig längs Karlholmsfjärdens kust upp mot Granskär. Delavrinningsområdet i sin tur är en del av ett huvudavrinningsområde som når upp mot Gårdsskär och Långsand norr om Karlholms strand. 4
Den södra delen av Karlitområdet ingår i avrinningsområdet som omfattas av Tämnaren och Tämnarån. Vattnet i områdets södra del strömmar mot Lillån (Tämnarån). Även Tämnarån har av VISS utpekats som ytvattenförekomst. Det finns inte några kända grundvattenförekomster och därmed större grundvattenmagasin i de kvartära avlagringarna (sand och grus). Vid Finnerånger knappt tre km sydväst om Karlitområdet finns dock ett vattenskyddsområde för en kommunal vattentäkt i berg. Boende i Karlholmsbruk har kommunalt vatten och det finns inga uppgifter om enskilda dricksvattentäkter i närområdet. 3. Utförda miljötekniska undersökningar Riskbedömningen avseende föroreningarna vid Karlholms strand baseras på resultat och bedömningar från utförda undersökningar av Karlits industriområde samt av sedimenten i Lövstabukten (Karlholmsfjärden) och Tämnarån. Dessa finns redovisade i ett flertal rapporter, men återges i korthet nedan. För mer uppgifter hänvisas till respektive rapport. Utöver dessa undersökningar finns ytterligare utredningar - MIFO fas 1 inventering Karlit (Examensarbete, Uppsala universitet) samt Sammanställning avseende Karlit:s gamla område inkl. situationsplan (Peter Bergström, 2013). 3.1 Lövstabukten och Tämnarån 3.1.1 Översiktliga undersökningar/utredningar av sediment i Lövstabukten (Kemakta, september 2007) Undersökningen omfattade provtagning av sediment i Lövstabuktens två fjärdar - Karlholmsfjärden och Lötfjärden. Dioxin påträffades i nivåer som klassas som måttligt förorenat. Karlholmsfjärden och Lötfjärden klassades till riskklass 1 respektive riskklass 2 enligt MIFO fas 1 (Naturvårdsverkets metodik för riskklassning av förorenade områden), vilket betyder att det är mycket angeläget respektive angeläget att utföra fortsatta undersökningar i syfte att ta reda på mer om föroreningssituationen. (Kemakta, 2007)). 3.1.2 Översiktlig undersökning av sediment i Tämnaråns damm vid f.d. bruket, Karlholmsbruk (Kemakta, 2008-09-11) Undersökningen syftade till att undersöka om dioxinhalter som påträffats i Lövstabuktens sediment(se ovan), kunde härledas till en dioxinkälla i Tämnaråns damm. Endast låga dioxinhalter påträffades i sedimenten. Metallhalterna var något förhöjda, men bedömdes enligt MIFO-metoden som ingen eller liten påverkan av en punktkälla. Sammantaget klassades dammen till riskklass 3 enligt MIFO fas 2. (Kemakta, 2008). 3.1.3 Undersökning av sediment i Lövstabukten utanför Karlit (Kemakta, september 2009) Vid undersökningen uppmättes de högsta halterna närmast land och 10-20 cm ner i sedimenten och i de punkterna bedömdes sedimenten vara starkt förorenade. 5
Dioxinernas kongensammansättning liknar de som är typiska för klorfenolbaserade doppningsmedel. (Kemakta, 2009). 3.1.4 Utredning av dioxiner och furaner i Lövstabukten, Uppsala län (Kemakta, september 2013) Syftet med undersökningen var att mer i detalj utreda föroreningssituationen med avseende på dioxiner och furaner i Lövstabukten och Tämnarån och att utreda orsakerna till de förhöjda halterna. Undersökningarna har bekräftat tidigare provtagning och visar en påtaglig påverkan av i första hand en historisk förorening, men även en stor föroreningspåverkan kring början av 1980-talet. Studien visar att dioxiner och furaner i Lövstabukten härrör från landbaserade källor, främst en lokal industriverksamhet (Karlit), och från sediment i Lövstabukten där föroreningar tidigare ackumulerats och som idag utgör en sekundär källa. Kemakta har gjort tolkningen att dioxinerna i deponin har sitt ursprung i två olika källor med sinsemellan olika kongenfördelning eftersom det påträffats två typer av kongenfördelningar. De båda kongenfördelningarna jämfördes med kongenfördelning för dioxiner och furaner i några olika klorfenolpreparat, spån/bark och fiberboard från en studie vid Umeå Universitet (Sundqvist m.fl. 2010). Utifrån den jämförelsen bedömde Kemakta att det fanns vissa likheter med ett prov kallat klorfenolpreparat Bottenhavet samt med klorfenolpreparaten Witophen N och Ky-5 och kongenfördelning för dioxinerna i den södra delen av deponin. Kongenfördelning för dioxinerna i den västra och norra delen av deponin visade på god överensstämmelse med proven Wood fibre board E och Sevarex. När det gäller de tidigare undersökningarna och utredningarna av sedimenten i Lövstabukten (Kemakta 2007, 2009 respektive 2013) har Kemakta gjort flera iakttagelser angående sedimenten i de inre delarna av Lövstabukten intill Karlit. Bland annat noterade de att det inte finns några tendenser till avtagande halter i ytskikten och att kongensammansättningen skiljer sig åt i djupled, vilket kan indikera ett tillskott från en annan källa under senare år. Kemakta noterade även att de högsta dioxinhalterna påträffades i prov som innehöll bark och/eller spån samt att det finns indikationer på att muddring skett i delar av området. Kemakta har lagt fram en teori om att dioxinföroreningarna i Lövstabuktens sediment och i Karlits deponi kan härröra från impregnerat timmer, som förvarats i Lövstabukten. Timret kan ha varit behandlat med pentaklorfenolpreparat, vilka ofta är förknippade med dioxinföroreningar. Då timret tagits upp för barkning och användning i processen, har förorenad bark alternativt aska från förbränning av barken, deponerats vilket resulterat i förorening av deponin. Läget för en av dessa upplagsplatser för timmer i Lövstabukten överensstämmer väl med det område där en källbidragsmodell pekar ut ett starkt samband med dioxinföroreningarna i deponin. Enligt Kemaktas bedömning skulle påverkan på Lövstabuktens sediment från deponiområdet vara av mindre betydelse än en direkt påverkan av lagrat impregnerat timmer. (Kemakta, 2013). 6
3.1.5 Miljöteknisk undersökning av sediment vid Karlholms strand (Ramböll, 2014-07-14, reviderad 2014-10-07) Totalt togs det ut sju sedimentprover längs Själöns östra sida varav fem analyserades. I en provpunkt på Själön påträffades dioxinhalter som översteg både gränsen för känslig markanvändning (KM) och halten där biologisk påverkan kan riskeras enligt de kanadensiska riktvärdena för sediment. Sett till den norska bedömningsgrunden motsvarade halten en måttlig halt. För att rensa eller muddra i denna del av området krävs särskild hänsyn både i samband med rensningen/muddringen men även då sedimentet skall tas omhand med tanke på dioxinförekomsten. I provpunkten närmast ett utlopp av dagvatten var dioxinhalten låg. För övrigt uppmättes inga höga halter av andra föroreningar. (Ramböll, 2014). 3.2 Karlits industriområde 3.2.1 Undersökning av deponi på Karlits område (Kemakta, juni 2008) Vid undersökningen gjordes provgropsgrävning i deponiområdet med tre olika deponiområden där förhöjda halter av dioxin påträffades. Dioxiner domineras av ett fåtal högklorerade kongener - främst oktaklordibensodioxin (OCDD), men även heptaklordibensodioxiner (HpCDD) samt okta- och heptaklordibensofuraner (OCDF och HpCDF). Kongensammansättningen av dioxinerna indikerar att föroreningarna kan spridas från deponin till Karlholmsfjärden. I lakvatten uppmättes även förhöjda halter av vissa metaller samt alifater. (Kemakta, 2009). 3.2.2 Miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll, 2014-04-16) Undersökningen omfattade provtagning av jord i ca 30 undersökningspunkter samt av grundvatten i sex grundvattenrör. Vid undersökningen mättes även grundvattennivåer. De föroreningar som påträffats inom området är i huvudsak metaller och oljeföroreningar (alifatiska och aromatiska kolväten, PAH). Därutöver har dioxiner och PCB påträffats i några enstaka punkter. Mest utbredd över området är oljeföroreningarna. En jämförelse av uppmätta halter har gjorts med Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig och mindre känslig markanvändning (KM respektive MKM). I en fjärdedel av de punkter som undersökts överskrider föroreningshalterna riktvärdet för MKM. De högsta halterna är huvudsakligen begränsade till utanför ett par av fabriksbyggnaderna samt där process- och dagvatten hanterats och släppts ut. I en av dammarna där processvatten hanterats, uppmättes arsenik i en halt som kan ge akuttoxiska hälsoeffekter vid exponering. Dioxin påträffades i områden som fyllts ut med fiberavfall samt i bark- och spånrester på vedgårdsområdet. Inga uppmätta dioxinhalter överskred dock riktvärdet för MKM. Det påträffades inte några höga föroreningshalter i grundvattnet med undantag för dioxin i deponiområdet. 7
En teori till förekomsten av dioxiner vid Karlit är att dioxinerna härrör från bekämpning med klorerade pesticider (DDT och lindan) mot skadeinsekter på timmer samt med pentaklorfenolpreparat mot svampangrepp. Dioxinförorenat spån och flis kan sedan ha levererats till Karlit som råvara för tillverkning av fiberskivor. Genom Karlits utsläpp av processavloppsvatten med fiber- och spånrester kan sedan Lövstabuktens sediment ha förorenats av dioxiner och sannolikt också av bekämpningsmedel. Utsläppet av processavloppsvatten pågick troligen som längst till slutet av 1960-talet eller början av 1970-talet. (Ramböll, 2014-04-16). 3.2.3 Kompletterande miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll, 2014-09-26, reviderad 2014-10-17) Vid undersökningen togs jordprov i ytterligare 25 undersökningspunkter inom industriområdet. (Ramböll, 2014-04-16). En samlad bedömning gjordes av resultaten från både den provtagningen samt provtagningen som redovisades i april 2014. Tidigare utredningar har visat att det förekommer dioxiner i Karlits deponi samt i sedimenten i Lövstabukten. Utförda miljötekniska undersökningar av marken inom industriområdet har visat att det även förekommer dioxiner i de områden (tidigare vattenområden) som fyllts ut med fiberavfall, i en utsläppspunkt för processavloppsvatten samt i skikt med organiskt material vid vedgårdsområdet där det funnits upplag av spån, flis och massaved. Det har bedömts att de dioxinföroreningar som påträffats är begränsade till de delar där det förekommer organiskt material med trärester efter spån, flis och bark. Övriga föroreningar som påträffats inom området är i huvudsak metaller och oljeföroreningar (alifatiska och aromatiska kolväten, PAH). Mest utbredd över området är olje- och dieselföroreningarna. Metallföroreningarna är begränsade till vissa områden i anslutning till den norra byggnaden samt i de båda jorddammarna och på Själön. Därutöver har förhöjda halter av PCB uppmätts i några enstaka punkter. En jämförelse av uppmätta halter har gjorts med Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig och mindre känslig markanvändning (KM respektive MKM). De högsta föroreningshalterna över MKM och som enligt MIFO-metodiken bedöms som allvarliga mycket allvarliga är huvudsakligen begränsade till utanför ett par av fabriksbyggnaderna, östra delen av industriområdet där eldningsolja lagrats och hanterats, till utfyllnadsområde med träfiberrester ute på Själön samt där process- och dagvatten hanterats och släppts ut. Enligt MIFO- metodikens bedömningsgrunder gör blotta förekomsten av dioxin att föroreningsmängden bedöms som mycket stor. I en av dammarna där processvatten hanterats, uppmättes arsenik i en halt som kan ge akuttoxiska hälsoeffekter vid exponering. Föroreningar över riktvärdet för KM förekommer företrädesvis i industriområdets nordvästra del d.v.s. vedgårdsområdet, ute på Själön med undantag för den nordostligaste delen, i anslutning till delar av industribyggnaderna samt i den 8
östra delen av deponiområdet. Totalt bedöms ca 100 000 m 2 jord vara förorenade i halter över KM inom industriområdet inklusive förorenade deponimassor under högsta förutsebara vattenstånd inom deponiområdet. Av dessa bedöms ca två tredjedelar utgöras av ytliga föroreningar. varav knappt halva arealen utgörs av ytliga föroreningar, som förekommer i den översta metern i marken. Uppskattningsvis är totalt 163 000 m 3 jord förorenad i halter över KM. Föroreningar över riktvärdet för MKM förekommer främst ute på Själön med undantag för den nordostligaste delen, i mindre delområden ute på vedgårdsområdet, i anslutning till industribyggnaderna samt i den östra delen av deponiområdet. Totalt bedöms ca 62 000 m 2 jord vara förorenade i halter över MKM inom industriområdet inklusive förorenade deponimassor under högsta förutsebara vattenstånd inom deponiområdet. Av dessa bedöms merparten av arealen (ca 85 %) utgöras av ytliga föroreningar. (Ramböll, 2014-09-26). 3.2.4 Kompletterande miljöteknisk undersökning, del två (Ramböll, 2015-02-10) Vid undersökningen togs jordprov i ytterligare 12 undersökningspunkter nordost om industribyggnaderna inom Karlitområdets sydöstra del. Totalt har därmed 69 prover tagits på jord och sedimenterat material i området. En samlad bedömning gjordes av resultaten från både den provtagningen samt de båda provtagningarna som redovisades i april 2014 respektive oktober 2014. Därutöver togs samlingsprov från två massupplag samt tre ytvattenprov från sedimentationsdammarna (varav två analyserades). I samband med redovisningen av undersökningen togs även riktvärden fram för utsläpp av yt- och länshållningsvatten. De vanligast förekommande föroreningarna i Karlitområdet är organiska föroreningar (alifater, aromater och PAH:er). I vissa delar av området har även förhöjda halter av metaller uppmätts, bland annat arsenik, nickel, vanadin och zink. De dioxinföroreningar som påträffats är begränsade till de delar där det förekommer organiskt material med trärester efter spån, flis och bark. Vid Karlitområdets sydöstra del har dock främst förhöjda halter av metaller påträffats. Tidigare undersökningar har visat att föroreningar över föreslagna platsspecifika riktvärden (PSRV) företrädesvis förekommer i industriområdets nordvästra del, ute på Själön med undantag för den nordligaste delen och i anslutning till delar av industribyggnaderna. Denna andra kompletterande undersökning visade att det även förekommer förhöjda halter av metaller i ytliga jordlager i ett område nordost om industribyggnaderna (på Själöns östra del). Totalt bedöms ca 73 000 m 2 av hela undersökningsområdet vara förorenade i halter över PSRV varav merparten utgörs av ytliga föroreningar, som förekommer i den översta metern i marken. Uppskattningsvis är totalt ca 95 000 m 3 jord förorenad i halter över PSRV. Denna andra kompletterande undersökning förändrar inte tidigare bedömning av föroreningsspridning. När det gäller bedömning av hälso- och miljörisker samt 9
åtgärdsbehov har utbredningen av områden där föroreningshalter överskrider de platsspecifika riktvärdena förändrats något. Bland annat har, som nämnts ovan, ytterligare ett område påvisats där föroreningsnivån överskrider PSRV och det därmed bedöms finnas ett åtgärdsbehov. För övrigt förändrar inte den andra kompletterande undersökningen tidigare bedömning av miljö- och hälsorisker och åtgärdsbehov. Utifrån de platsspecifika riktvärden som tagits fram uppskattas ca 90 000 m 3 förorenade massor (inkl. massor i de två upplagen) kunna återanvändas inom området. Det motsvarar ca 90 % av de förorenade massor som behöver åtgärdas. Uppskattningsvis ca 10 000 m 3 förorenade massor bedöms behöva läggas på deponi varav ca 2 000 m 3 bedöms kunna klassas som farligt avfall. Massorna bedöms framför allt kunna återanvändas till skyddsskikt på deponin i området, men vissa massor bedöms även kunna användas som fyllnadsmaterial i grönområden, områden med mindre känslig markanvändning (kontor/handel/lager) samt på större djup (> 1 m) i områden med bostäder. De framtagna riktvärdena var tänkta att tillämpas för allt yt- och länshållningsvatten från området. Analysen av de båda ytvattenproverna från dammarna inom området visade att alla ämnen av de som det tagits fram riktvärden för, utom koppar, förelåg i halt lägre än de föreslagna riktvärdena. 4. Riskbedömning I en riskbedömning av ett förorenat område beskrivs vilka risker som föreligger vid den aktuella föroreningssituationen. Riskbedömningen omfattar både beskrivning av riskerna vid den aktuella markanvändningen och beskrivning av riskerna vid en framtida markanvändning. I en riskbedömning ingår även att utifrån bedömda risker för människa och miljö avgöra behovet av en riskreduktion. 4.1 Aktuella föroreningar och deras farlighet Nedan följer en kort beskrivning av de mest aktuella föroreningar som påträffats i jord i halter över MKM och/eller i halter som enligt MIFO-metodiken bedöms som allvarliga eller mycket allvarliga. 4.1.1 Alifatiska och aromatiska kolväten Alifatiska och aromatiska kolväten (oljeprodukter, s.k. petroleumkolväten) hanteras inom nästan all industriell verksamhet samt i t.ex. verkstäder och transformatorer. Nya oljor har ofta en gulaktig färg och kan avge en typisk oljelukt, medan äldre oljor ofta är förorenade eller delvis nedbrutna och därmed mörkare. Den mest påtagliga hälsoeffekten vid hantering av olja är vid hudkontakt, som t.ex. kan ge upphov till irritation och eksem. 10
Inandning av olja i form av ånga, rök eller dimma verkar irriterande på andningsvägarna. Ingen oljeprodukt kan generellt betraktas som ofarlig för hälsan. Farligheten för alifatiska kolväten bedöms vara måttlig och för aromatiska kolväten hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.1.2 PAH Polycykliska aromatiska kolväten (PAH), är en grupp av föreningar som bildas vid upphettning förbränning av organiska ämnen vid bland annat ofullständig syretillförsel. Studier har visat att långtidsexponering av höga halter av flertal PAH-ämnen kan skada immunsystemet, lever och njurar och störa hormonsystemet. PAH kan också öka risken för cancer. Kraftigt PAH-förorenad jord kan få en mörk, svart eller brun färg och avge en tydlig doft av tjära, men i lägre halter finns ofta inga synliga indikationer på att jorden är förorenad. PAH binder starkt till jordpartiklar och inom förorenade områden är inandning av jorddamm ofta den dimensionerande exponeringsvägen för PAH. PAH kan också lätt tas upp via huden, vilket särskilt ska beaktas vid förekomst av höga halter. Flera PAH-föreningar kan vara cancerframkallande eller på annat sätt ge upphov till genetisk skada (mutation). Förutom cancerrisken är kända effekter av PAH leverskador, nedsatt immunförsvar och skador på reproduktionsförmågan. Farligheten för PAH bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.3 Dioxin Dioxiner är en ämnesgrupp som består av polyklorerade dibenzodioxiner (PCDD) och polyklorerade dibenzofuraner (PCDF). Det finns 75 olika s.k. kongener (varianter) av PCDD och 135 olika varianter av PCDF. Kongenerna skiljer sig åt med avseende på antalet kloratomer, som kan variera mellan 1 och 8, samt kloratomernas placering i molekylen. Den allra giftigaste av kongenerna är TCDD (2,3,7,8-tetraklordibenzo-p-dioxin) (se figur 2). Figur 2. Strukturformel för TCDD (2,3,7,8-tetraklordibenzo-p-dioxin). Studier har visat att dioxiner kan ge upphov till en rad toxiska effekter, bland annat påverkan på reproduktionen (fortplantningen), immunförsvarets funktion och utvecklingen av centrala nervsystemet (hjärnan). De kan även orsaka cancer. 11
Dioxiner är persistenta och bioackumulerbara ämnen. Det betyder att de är stabila och fettlösliga föreningar som är svåra att bryta ner. De finns därför kvar i miljön och i kroppen under lång tid. Egenskaperna gör också att dessa ämnen anrikas i näringskedjorna, vilket innebär att de högsta halterna återfinns i bl.a. rovfiskar från förorenade områden. Fettlösligheten gör att dioxinerna ansamlas i fettvävnaden hos djur och människor och kan hittas i bl.a. modersmjölk. Dioxiner har en stor förmåga att adsorberas till partiklar såsom jord och sediment. Adsorptionsförmågan är störst för de kongener som har många kloratomer. I Skandinaviens kalla klimat är kongenerna med flest kloratomer nästan helt adsorberade till partiklar. Anledningen till att dioxiner finns i miljön är att de bildats i små mängder som föroreningar bland annat vid förbränningsprocesser som t.ex. sopförbränning och vid tillverkning av vissa klorföreningar såsom klor till skogsindustrins blekningsprocesser och klorfenoler. Användning av impregneringsmedlet pentaklorfenol anses ha varit en stor källa till dioxiner i industriländer. Även tidigare utsläpp av avloppsvatten från skogsindustrins klorblekningsprocesser var en betydande källa. Vanligtvis är det 17 mest toxiska PCDD- och PCDF-kongener som brukar analyseras i jord och vatten samt andra medier. För att kunna bedöma riskerna med dioxiner i miljön anges summan av uppmätta dioxinhalter för olika kongener som toxiska ekvivalenter (TEQ). Det betyder att halten av de 17 kongenerna omräknas beroende på hur toxiska de är i jämförelse med den mest toxiska kongenen, 2,3,7,8-TCDD. Viktningen görs med hjälp av toxikologiska ekvivalentfaktorer (TEF-värden). De minst toxiska av de 17 kongenerna är oktaklordibensodioxiner/-furaner (OCDD/OCDF). Farligheten för dioxiner bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.4 PCB PCB eller polyklorerade bifenyler utgör en serie av 209 enskilda kongener som skiljer sig genom antalet kloratomer och deras plats i molekylen. I figur 3 nedan visas strukturen av PCB 169. Vissa PCB-kongener är dioxinlika, d.v.s. har en struktur som är mycket lik dioxinernas och verkar via samma mekanismer som dioxinerna i kroppen. Figur 3. Strukturformel för PCB 169. 12
I likhet med dioxiner är PCB:er persistenta och bioackumulerbara. De misstänks också kunna påverka reproduktionen, immunförsvarets funktion, utvecklingen av centrala nervsystemet samt orsaka cancer. Överlag har PCB:er lite sämre adsorptionsförmåga än dioxiner, men bedöms ändå till största delen adsorberas till partiklar, framförallt i kallt klimat. PCB är en industrikemikalie som har haft många olika användningsområden p.g.a. dess värmetålighet och isolerande förmåga. PCB har t.ex. använts i kondensatorer, transformatorer, värmeväxlare, fogmassor i hus och i färger. Sedan 1970-talet har användning av PCB varit förbjuden i Sverige. Oftast analyseras endast 7 PCB-kongener, de så kallade indikator-pcbkongenerna, som brukar benämnas summa-pcb7. Farligheten för PCB bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.5 Arsenik Arsenik är ett mycket giftigt halvmetalliskt grundämne som förekommer, naturligt, endast i låga halter i vatten, mark och födoämnen. Den största hälsorisken avseende arsenik är generellt sett genom intag av dricksvatten. Livsmedelsverkets gränsvärde för arsenik i dricksvatten är 10 µg/l. Ämnet klassas som cancerogent och exponering kan leda till tumörer, hudirritation och neurologiska skador. Kronisk exponering av förhöjda halter av arsenik i dricksvatten likväl som akuttoxiska effekter av intag av arsenik och dess toxikologiska effekter på människor är väl dokumenterade. Arsenik har påvisats som tillväxthämmande för flera växter och har även mycket väl dokumenterade toxiska effekter på djur. Vid bedömning av hälsorisker ska hänsyn även tas till akuttoxicitet, d.v.s. risken för att skadliga effekter uppstår vid korttidsexponering. Naturvårdsverket har arbetat fram en metod för bedömning av akuttoxicitet. Ett separat riktvärde beräknas vilket ska ge skydd åt ett barn med kroppsvikten 10 kg som vid ett enstaka tillfälle intar 5 g jord (Naturvårdsverket Rapport 5977). Den akuttoxiska halten anges till 0,05 mg As/kg kroppsvikt, vilket innebär att en beräknad kritiskt halt i jord för akuttoxiska effekter av arsenik beräknas till 100 mg As/kg jord. Akuttoxiska effekter vid exponering för arsenik kan omfatta illamående, buksmärta, kräkningar och diarré, med mera. För övriga undersökta ämnen saknas angivna halter för akuttoxicitet. Farligheten för arsenik bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 13
4.1.6 Bly Bly är en global miljöförorening som förekommer allmänt i miljön. Tillsammans med kvicksilver och kadmium, tillhör bly de så kallade utfasningsämnena. Anledningen till detta är att dessa ämnen anses som särskilt farliga och användningen av dessa är idag reglerad inom flertalet områden. Intag av föda och dricksvatten är en vanlig exponeringskälla för bly. Observerade hälsoeffekter är exempelvis skador på nervsystemet och ökad förekomst av hjärt- och kärlsjukdomar samt hämmad blodbildning. FAO/WHO:s experter har angivit ett högsta tolerabelt veckointag (PTWI) till 25 μg/kg kroppsvikt, vilket motsvarar ca 50 μg/dag för ett litet barn och 200-250 μg/dag för en vuxen person. (Livsmedelsverket, 2008). Bly och dess föreningar är även giftiga för djur och kan bland annat orsaka nervskador. För mikroorganismer är organiskt bly mer toxiskt än oorganiskt bly. Farligheten för bly bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. Bly anses vara den tungmetall som är minst rörlig i marken. Vid högt ph fastläggs bly som karbonater, hydroxider, sulfater, fosfater eller i organiska komplex och anrikas således i markens ytskikt (SNV, 2002). 4.1.7 Kadmium Kadmium förekommer naturligt i alla jordar och ämnet tillförs till åkermark framför allt genom luftföroreningar och genom användning av handelsgödsel vilket kan innehålla kadmium. Uppehållstiden för kadmium i mark är lång och kan resultera i en rad miljöstörningar så som störd fortplantning, hämmad tillväxt m.m. De flesta livsmedel innehåller endast mycket låga halter av kadmium. Ämnet stannar kvar i kroppen under lång tid och lagras i njurarna vilket gör att njurarna kan skadas vid långvarig exponering av högre halter. Farligheten för kadmium bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.8 Koppar Koppar adsorberas lätt till mineral, men fälls även lätt ut tillsammans med anjoner i marken. Koppar bedöms vara en av de minst rörliga metallerna i mark. I vatten förekommer koppar huvudsakligen som komplex. För människan kan överdriven exponering av koppar innebära negativa effekter på ögon, näsa, lungor, njurar, lever och matsmältningssystemet. Koppar och kopparföreningar är miljöfarliga ämnen. De är giftiga för vattenlevande organismer och varmblodiga djur och bioackumuleras i växtplankton. För höga halter av koppar i jord leder till en minskning av den biologiska aktiviteten, utslagning av makroorganismer såsom svampar och olika smådjur som har stor betydelse för nedbrytningshastigheten av det organiska materialet i skog och mark. Farligheten för koppar bedöms vara hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 14
4.1.9 Krom Krom förekommer i två-, tre- eller sexvärd (Cr 2+, Cr 3+ och Cr 6+ ) form och adsorberas relativt snabbt i mark genom adsorption till främst järn- och manganoxidhydroxidpartiklar. Den trevärda kromjonen (Cr 3+ ) binds hårt till markpartiklar förutom vid lågt ph-värde. De sexvärda kromföreningarna är lättlösliga och starkt oxiderande genom att de lätt reduceras till trevärt krom. Kromat (CrO 4 2- ) förekommer i jordar med högt ph-värde och en oxiderande miljö. Sexvärda kromföreningar (kromater) är både allergena och cancerogena och därmed den mest toxiska formen av krom. Krom- och kromföreningar är miljöfarliga. De är giftiga för vattenlevande organismer och varmblodiga djur och är bioackumulerbara. Upptag av krom i växter sker lättast när krom förekommer sexvärd i form av kromat (CrO 4 2- ). Farligheten för krom bedöms vara hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.1.10 Kvicksilver Kvicksilver är ett av de farligaste miljögifterna och utgör ett hot både mot miljön och mot människors hälsa. Kvicksilver och kvicksilverföreningar är bioackumulerbara och persistenta. Bioackumulationen utgörs till övervägande del av metylkvicksilver. Kvicksilver och dess föreningar påverkar nervsystemet och dess utveckling, hjärtkärlsystemet, immunsystemet, fortplantningssystemet och njurarna. Kvicksilver förekommer naturligt i många olika former. Beroende av ph, oxidationspotential och mikrobiell aktivitet sker en omvandling mellan de olika formerna elementärt kvicksilver (Hg), tvåvärt kvicksilver (Hg 2+ ) och metylkvicksilver (CH3Hg + ). Lösligheten av kvicksilver är större om ph är högt, eftersom kvicksilver då bildar en förening med hydroxidjoner, Hg(OH) 2 (aq). Andra faktorer som ger en ökad löslighet av kvicksilver är grovt jordmaterial (sand och grus), höga halter av klorföreningar eller löst organiskt material samt oxiderande (syrerika) förhållanden. Farligheten för kvicksilver bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.1.11 Nickel Nickel och nickelföreningar kan orsaka bl.a. slemhinneirritation, lungskador och allergiskt kontakteksem (nickelallergi, som är mycket vanligt). Vissa föreningar, till exempel nickelmonoxid och nickeldioxid, är cancerframkallande. Ämnet uppvisar långtidseffekter och är miljöfarligt. Ämnet är giftigt för vattenlevande organismer och är bioackumulerbart. Både nickel och vanadin kan förekomma i kol och råolja och därmed ingå i olika raffinerade produkter. 15
Farligheten för nickel bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.12 Vanadin Vanadin binds hårt till jordpartiklar och tas därför inte upp lätt av växter. Vanadin är en viktig beståndsdel i vissa enzymer, men exponering av vanadin kan orsaka effekter på luftvägarna och även orsaka lungblödning och lunginflammation. Enligt Nordiska ministerrådet är vanadin är miljöfarligt, giftigt för vattenlevande organismer och kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljö. Farligheten för vanadin bedöms vara hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.1.13 Zink Zink är för människan ett essentiellt (livsnödvändigt) ämne och har stor betydelse för bland annat immunförsvar och ämnesomsättningen. En stor del av vår dagliga kost innehåller zink. Vid för lågt intag kan människor drabbas av zinkbrist medan ett för högt intag kan leda till mag-tarmbesvär och illamående. Även för djur är zink livsnödvändigt och de flesta växter tål relativt höga halter. Zink och zinkföreningar är dock giftiga för vattenlevande organismer och kan orsaka negativa långtidseffekter i vattenmiljön. Farligheten för zink bedöms vara måttlig enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.2 Föroreningsspridning Spridning av föroreningar från industriområdet bedöms främst kunna ske genom Utlakning till mark- och grundvatten Spridning via grundvatten till ytvatten Damning Förångning av flyktiga föroreningar. Vid etablering av bostäder och grönområden kommer området sannolikt att bli mera bevuxet och därmed kan upptag av växter få en större betydelse som spridningsväg. Nedan följer en övergripande redogörelse av några förhållanden som kan ha betydelse för föroreningsspridningen inom Karlits industriområde områdets egenskaper (grundvattnets strömning och nivå, fyllnadsmassors sammansättning, antropogena faktorer) samt de mest aktuella föroreningarnas egenskaper. I avsnitt 4.2.3 görs en samlad bedömning av spridningsförutsättningarna baserad på dessa faktorer samt utförda undersökningar. 16
4.2.1 Områdets egenskaper 4.2.1.1 Grundvattnets strömning och nivå Den hydrauliska konduktiviteten i fyllnadsmaterialet som utgörs av grusig sandig morän/grusig sand uppskattas vara ca 10-5 10-6 m/s och grundvattnets strömningshastighet uppskattas till ca 1 10 meter per år. Uppmätta grundvattennivåer i november 2013 visade att grundvattennivån inom aktuellt område var ca 0,4 1 meter över referensnivån i RH2000. Vid mätning av grundvattennivån i september 2014 hade grundvattennivån sjunkit med 0,2-0,8 m, se Tabell 1. Av de grundvattennivåer som uppmätts i området kan utläsas att grundvattnets strömningsriktning går mot nordost, dock var grundvattennivån i KAR1329 lägre än förväntat vid mätningen utförd i september 2014. Detta kan bero på att röret är placerat i närheten av en dränering, vilket gör att det utifrån dessa data inte går att utläsa läget för vattendelaren som visas i VISS vattenkarta eller göra en säker bedömning av grundvattnets gradient. Resultaten från mätningarna tyder även på att punkten har bättre kontakt med dräneringen vid höga vattenstånd så att mer vatten leds bort. Tabell 1. Uppmätta grundvattennivåer i Karlitområdet redovisade i RH2000. Punkt Grundvattennivå, RH2000 2013-11-28 Grundvattennivå under markytan [m] 2013-11-28 Grundvattennivå, RH2000 2014-09-19 KAR 1317 1,10 0,8 0,34 1,56 KAR 1321 0,82 0,77 0,18 1,09 Grundvattennivå under markytan [m] 2014-09-19 KAR 1322 0,48 0,22 Röret ej kvar Röret ej kvar KAR 1326 0,44 1,0-0,12 1,56 KAR 1329 0,60 1,45 0,42 1,63 Vid den kompletterande provtagningen i juli 2014, grävdes 25 provgropar varav flertalet grävdes till ca 2-2,5 meters djup. I fem gropar på Själön påträffades vatten på ca 1,3 2,3 meters djup under markytan. Vatten påträffades i ytterligare tre gropar undersökningspunkt Kar1456 vid sedimenteringsdammarna (ca 1,5 meter under markytan) samt i Kar1440 och 1441 på vedgården (ca 1,9 meter under markytan). Inget vatten noterades i provgropen i deponimassorna, undersökningspunkt Kar1437, som grävdes ner till 2,4 meter under markytan. Landhöjningen längs norra Upplandskusten orsakad av den senaste inlandsisen är kraftig. För närvarande bedöms den vara cirka 60 cm/100 år. Vattendjupet i de inre delarna av Karlholmsfjärden är litet och varierar mellan någon meter till ett par meter. Sannolikt var även vattendjupet i de vattenområden som idag är utfyllda mycket små under 1950-talet. I och med den fortsatta landhöjningen i området, kommer grundvattennivån att sjunka ytterligare. Framtida 17
klimatförändringar kan dock motverka en sänkning av grundvattennivån till följd av en ökad nederbörd. 4.2.1.2 Fastläggning av föroreningar i jord TOC har bestämts i sex undersökningspunkter inom området, se Tabell 2 nedan. Placeringen av undersökningspunkterna framgår av figur 7. Resultaten visar att TOC är högt(> 15 % av TS) i fyllnadsmaterial av trärester med bland annat spån, flis och bark samt där det finns kol i marken. Det bidrar till en större fastläggning av vissa föroreningar i de områdena där fyllnadsmaterialet utgörs av träfiber. Detta har beaktats vid beräkningen av platsspecifika riktvärden (se vidare under avsnitt 4.5). För oorganiskt fyllnadsmaterial (sand och grus) uppgår TOC till i storleksordningen 2 % av TS. Tabell 2. TOC (% av TS) samt typ av fyllnadsmaterial i sex undersökningspunkter inom Karlits industriområde. Undersökningspunkt TOC (% av TS) Fyllnadsmaterial Kar1440 2,6 Grusig sand Kar1441: 4-2 26 Organiskt material - trärester Kar1444:1+2 4,4 Grusig sand med inslag av organiskt material + sandigt grus Kar1445 15 Mörkt skikt av sandigt grus med inslag av kolbitar Kar1450 15 Organiskt material - trärester Kar1455 1,5 Sandigt grus Stora mängder trämaterial (timmer, ved, flis, spån, bark mm.) har hanterats i området under Karlits verksamhetstid och det har bidragit till att det förekommer mycket organiskt material i marken med högt TOC. I kartan i figur 4 framgår ungefärlig utbredning av fyllnadsmassor med organiskt material samt oorganiskt material (sand och grus). Se även avsnitt 6 i rapporten Kompletterande miljöteknisk undersökning (Ramböll 2014-09-26). Där finns också en beskrivning av de olika delområdena A-K. Fyllnadsmassornas mäktighet varierar från i storleksordningen någon meter till som mest ca 2,5 meter och förekommer ytligt. Fyllnadsmassor av organiskt material är övervägande täckta av ett tunt lager sand/grus med undantag av norra delen av vedgården där det förekommer rester av flis och bark i markytan. Till följd av Karlits verksamhet finns även trärester i det övre täcklagret av sand och grus. Vidare är delar av industriområdet asfalterat. Uppskattningsvis ca 80-90 % av fyllnadsmassorna med föroreningar i halter över platsspecifika riktvärden bedöms förekomma ovanför grundvattenytan och resterande andel i mättad zon. 4.2.1.3 Antropogena faktorer Några faktorer som kan bidra till en ökad föroreningsspridning är ledningsgravar. Inom industriområdet finns flera dag- och avloppsledningar. Två 18
dagvattenledningar sträcker sig över industriområdet med utlopp vid de båda undersökningspunkterna Kar 1311 och 1332. Vidare finns ledningar för processavloppsvatten ut mot sedimenteringsdammarna. Därtill finns avloppsledning ansluten till det kommunala avloppsnätet. Vid mätning av grundvattennivån i slutet av november 2013 bedömdes grundvattennivån kunna vara påverkad av dränering via ledningssystemet. Vid mätning av grundvattennivån i september 2014, noterats ingen påverkan. Detta indikerar att ledningsgravar kan bidra till en ökad föroreningsspridning när grundvattennivån är hög. Figur 4. Ungefärlig utbredning av fyllnadsmassor inom undersökningsområdet indelade i delområde A K. 19
4.2.2 Spridningsförutsättning med avseende på föroreningarnas egenskaper 4.2.2.1 Metaller Spridning av metaller är vanligtvis långsammare än grundvattnets strömningshastighet genom att metaller adsorberas. Metallernas löslighet beror av flera faktorer däribland i vilken form metallen förekommer, markens ph och redoxförhållanden. Dessutom varierar metallernas förmåga att adsorberas till jordpartiklar och organiskt material. Spridning av arsenik är relativt vanligt förekommande eftersom arsenik är mobilt vid både reducerande och oxiderande förhållanden och vid ph-värden i grundvatten mellan 6,5 och 8,5. Enligt Naturvårdsverkets rapport 5536 (Hållbar saneringsrapport) binds dock arsenik starkt i jorden under syresatta förhållanden och då ph < 8. Vid Karlit har ph uppmätts till mellan 6,7 och 7.8 och det bedöms råda oxiderande förhållanden, eftersom grundvattnet finns i en öppen akvifär i jord bestående av fyllnadsmassor som uppskattas ha en förhållandevis hög konduktivitet. Det tyder på att spridningen av arsenik kan vara relativt liten. Det relativt höga ph-värdet i de oorganiska fyllnadsjordarna (ph 7,4 till 7,8) ger även ökade förutsättningar för att flera av de metaller som påträffats vid Karlit (t.ex. zink, nickel och vanadin) fälls ut och bildar karbonater, oxider eller hydroxider. Adsorptionen av metaller kan också vara större i humusrika jordar genom att metallerna binder till humusämnen. Nickel, vanadin och zink, som framför allt påträffats i höga halter i områden med fyllnadsmassor av träfiber på Själön, komplexbinds till organiskt material. Nickel och zink kan även bindas till Fe-, Al- och Mn-oxider, särskilt vid högre ph. Vanadin binds mycket starkt i jorden över ett brett intervall av ph och redoxförhållanden och blir endast lättlösligt vid mycket höga ph-värden (>10). Om ph-värdet är högt, finns dock risk för att spridningen av metaller ökar genom en ökad löslighet av humusämnen. Vid Karlit uppmättes ph-värdet i grundvattnet till mellan 6,7 och 6,9 i de områden där det förekommer utfyllnad med träfiberrester. Det var upp till ca en ph-enhet lägre än i övriga områden, se Tabell 3 nedan. Spridning av metaller med lösta humusämnen bedöms därmed vara begränsad. Motsvarande gäller även för alifater, aromater, PAH:er samt dioxiner. Tabell 3. Uppmätta ph-värden i grundvatten samt sammansättning av fyllnadsmassor. Punkt ph (2013-11-28) Sammansättning fyllnadsmassor KAR 1317 7,8 Matjord och lera (naturlig) KAR 1321 7,4 Sand KAR 1322 6,7 Träfiberrester (jorddamm) KAR 1326 6,9 Träfiberrester KAR 1329 7,4 Grusig sand och sand KAR 1333 6,9 Deponiområde med träfiberrester 20