Miljöteknisk markundersökning av den f.d. impregneringsplatsen vid Opphems såg, Kinda kommun

Miljöteknisk markundersökning av den f.d. impregneringsplatsen vid Opphems såg, Kinda kommun Envipro Miljöteknik AB Vägverket Konsult Linköping 2004-12-02 Envipro Miljöteknik AB Huvudkontor: Avd. kontor: Avd. kontor: Repslagaregatan 19 Tel 013-357270 Magasinsgatan 22 Tel 031-3397740 Rehnsgatan 20 Tel 08-54666600 582 22 Linköping Fax 013-357271 411 18 Göteborg Fax 031-3397741 Box 19090 Fax 08-54666801 Org.nr. 556326-9314 104 32 Stockholm

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 UPPDRAG OCH SYFTE... 4 1.1 BAKGRUND... 4 1.2 SYFTE... 4 2 HISTORIK... 4 2.1 TRÄSKYDDSVERKSAMHETEN I SVERIGE... 4 2.2 TRÄSKYDDSBEHANDLINGEN VID OPPHEMS SÅG... 5 3 ADMINISTRATIVA UPPGIFTER... 6 3.1 OBJEKTETS LÄGE OCH NUVARANDE ANVÄNDNING... 6 3.2 FASTIGHETSÄGARE...6 3.3 TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 6 4 OMRÅDESBESKRIVNING... 6 4.1 BERGGRUND OCH TOPOGRAFI... 6 4.2 HYDROLOGI... 7 4.3 RECIPIENT OCH VATTENKONTROLL... 7 4.4 NATURMILJÖ... 7 5 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 7 5.1 PROVTAGNING... 7 5.1.1 Mark och sediment... 7 5.1.2 Grund och ytvatten... 8 5.2 ANALYSER... 8 5.2.1 Mark och sediment... 8 5.2.2 Grund- och ytvatten... 8 6 RESULTAT... 9 6.1 ALLMÄNT OM RIKTVÄRDEN... 9 6.2 TILLÄMPNING AV RIKTVÄRDEN VID RISKBEDÖMNING... 10 6.3 MARK OCH SEDIMENT... 10 6.4 GRUND- OCH YTVATTEN... 11 7 BESKRIVNING AV FÖRORENINGARNA... 12 7.1 PÅTRÄFFADE FÖRORENINGAR OCH DESS FARLIGHET... 12 8 UTVÄRDERING/RISKBEDÖMNING... 13 8.1 FÖRORENINGSBILD OCH SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR... 13 8.2 EXPONERINGSVÄGAR... 14 8.3 SAMLAD RISKBEDÖMNING... 14 9 SLUTSATSER OCH FÖRSLAG TILL ÅTGÄRDER... 14 9.1 SANERINGSBEHOV...14 9.2 ÖVERVAKNING ELLER BEHOV AV FORTSATTA UNDERSÖKNINGAR... 14 10 REFERENSER... 15 BILAGOR: 1 Fastighetskarta med provpunkter 2 Provpunkternas koordinater 3 Borr-/provtagningsprotokoll 4 Analysprotokoll 5 XRF-mätningar

1 UPPDRAG OCH SYFTE 1.1 Bakgrund Under 2002 utförde Länsstyrelsen i Östergötland en sammanställning och riskklassning (MIFO fas 1) av ett stort antal före detta träskyddsanläggningar i Östergötland. Som en del i en, hos Länsstyrelsen, pågående förstudie genomfördes en översiktlig markundersökning av före detta Opphems såg i Opphem, Kinda kommun, under perioden juni september 2004. Undersökningarna utfördes av Envipro Miljöteknik AB och Vägverket Konsult, på uppdrag av Länsstyrelsen och finansierades med statliga medel från Naturvårdsverket. I gruppen som arbetat med undersökningen har Henning Holmström (uppdragsledare), Charlotte Lidehorn och Björn Troëng från Envipro Miljöteknik AB, samt Per Axelsson från Vägverket Konsult (biträdande uppdragsledare) ingått. 1.2 Syfte Markundersökningen av den före detta impregneringsanläggningen i Opphem syftade till att klarlägga förekomsten av eventuella föroreningar (främst klorfenoler och dioxiner), föroreningsnivå och spridningsförutsättningar, samt få en uppfattning om föroreningarnas utbredning i plan- och djupled och utifrån detta avgöra behovet av kompletterande undersökningar samt bedöma saneringsbehovet av fastigheten. Undersökningen omfattade även provtagning av sedimenten i Långviken (sjön Ämmern) för att utreda eventuell förekomst av insekticider, samt provtagning av grundvattnet inom sågverksområdet för att bekräfta eller förkasta misstankar om föroreningsspridning. Resultaten skulle därmed fungera som underlag för utförandet av en uppdaterad riskklassning enligt MIFO fas 2, vilken utförs av Länsstyrelsen. 2 HISTORIK 2.1 Träskyddsverksamheten i Sverige Träskyddsbehandling i industriell skala har bedrivits i Sverige sedan mitten av 1800-talet. I början omfattades verksamheten nästan uteslutande av metoder för behandling av ledningsstolpar och järnvägssliprar. 1858 påbörjade dåvarande Kungliga Järnvägsstyrelsen försök att impregnera sliprar med kopparsulfatlösning och året därpå startade Kungliga Telegrafstyrelsen en liknande verksamhet för behandling av ledningsstolpar. I början av 1900-talet började kreosot att importeras från Tyskland, för att användas vid träskyddsbehandling genom tryckimpregnering. I takt med ökad kreosotimpregnering minskade användandet av kopparsulfat. Importen av kreosot upphörde under en period i samband med andra världskriget, vilket fick till följd att andra träskyddsmedel, så kallade saltmedel, bestående av metallbaserade vattenlösliga föreningar, utvecklades. Kreosotanvändningen återupptogs dock till viss del efter kriget. Vid mitten av 1960-talet introducerades impregneringsmedel baserade på organiska lösningsmedel. Bland annat användes klorfenoler fram till att de förbjöds vid årsskiftet 1977/78. Även andra typer av träskyddsmedel har använts, bland annat baserade på organiska tennföreningar och vattenlösliga fluoridföreningar. 4

I Sverige har behandling för att skydda träet från angrepp av mögel och blånadssvampar skett med olika metoder, där saftförträngning enligt Boucherie, open tank-impregnering, tryckimpregnering, vakuumimpregnering och doppning är de vanligaste. Från början impregnerades nästan uteslutande furu, men numera sker behandling även av granvirke. Nedan ges en kort beskrivning av de fem träskyddsbehandlingsmetoderna. För utförligare beskrivningar hänvisas till Naturvårdsverkets rapport 4963 (1999d). Saftförträngning enligt Boucherie Träskyddsmedlet tillförs de råa och obarkade stockarna i rotändan via slangar från en tank, placerad 10-12 meter högre än stockarna. Till följd av tryckfallet pressas träskyddsmedlet, vanligen kopparsulfat eller i vissa fall zinksulfat, in i stockarna. När medlet droppar ut i toppändan och kvistarna på stockarna är behandlingen färdig och avbarkning kan utföras. Open tank-impregnering Virket sänks ned i ett trä- eller betongkar, med tättslutande lock. Behandlingen börjar med att ånga leds in i karet, varpå virket värms upp. Därefter tillsätts kall impregneringslösning, undertryck uppstår i samband med nedkylningen och lösningen sugs in i träet. I Sverige bedrevs denna typ av impregnering på ett 15-tal platser mellan åren 1935 och 1954. Som verksamt medel användes nästan uteslutande Bolidens impregneringssalt, innehållande föreningar av arsenik, krom och zink. Tryckimpregnering En tryckimpregneringsanläggning är uppbyggd av en autoklav (cylinder), en lagertank för vätskan, samt pumpar för att transportera vätska och åstadkomma tryck och vakuum. Anläggningarna kan konstrueras på många olika sätt med variationer i tryck, mängd tillsatt vätska och uppvärmningstemperatur. Som träskyddsmedel användes främst kreosot och metallbaserade och vattenlösliga medel, till exempel CCA (koppar, krom, arsenik). Som exempel kan nämnas Bethellmetoden, vilken utvecklades av engelsmannen Bethell och innebar att virket torkades på kemisk väg och rostades innan konserveringen med kreosothaltiga ämnen utfördes. Vakuumimpregnering Anläggningarna liknar de som används vid tryckimpregnering, men som verksamma medel används lösningsmedelsbaserade föreningar. Metoden infördes i Sverige 1974 och sedan dess användes organiska tennföreningar som verksamma beståndsdelar, fram till 1995 då dessa förbjöds. Numera utgörs de aktiva beståndsdelarna av organiska fungicider. Doppning Doppningsmetoden tillämpas främst för att skydda mot angrepp av blånadssvampar och innebär att virket, som namnet antyder, doppas ned i ett kar med doppningslösning. I början användes fluorbaserade medel. Dessa ersattes sedan mestadels med klorfenolprodukter. 2.2 Träskyddsbehandlingen vid Opphems såg Sågverket i Opphem startade sin verksamhet ungefär runt sekelskiftet 1900 och var i drift fram till 1996. Träskyddsbehandling förekom troligen under åren 1937 till 1965 och utfördes till att börja med genom duschning av virket med blånadsskyddsmedel. Medlet fanns i en tunna och duschningen skedde över ett kar där vätskan, som rann av virket samlades upp och pumpades tillbaka i tunnan. 5

Enligt uppgifter penslades även blånadsskyddsmedel för hand på järnvägssyllar, som sågades åt SJ. Efterhand började ett doppningskar användas, i vilket virket doppades ned när det tagits ut från sågen och sedan, utan att rinna av lades upp på trallar och transporterades via räls ut till upplagsplatserna på området. Timret, som skulle sågas, lagrades tidvis i viken i sjön Ämmern precis utanför sågverksområdet. Sannolikt behandlades timret emellanåt med bekämpningsmedel för att förhindra insektsangrepp, men uppgifter om detta saknas. Det finns inga säkra uppgifter om eller spår efter doppningskarets placering. Sannolikt stod det strax öster om dåvarande såghus, vilket revs 1989. En ny byggnad fördes upp på i stort sett samma plats men något förskjutet åt norr. Karet stod direkt på marken. Den räls som användes för att frakta bort virket till upplagsplatserna låg där den nuvarande vägen går genom fastigheten i öst-västlig riktning. Stora delar av fastigheten användes som upplag. Flygbilder från 1968 och 1974 visa några mindre anordningar i östra kanten av fastigheten, vilka kan ha haft koppling till doppning eller dylikt. Uppgifter finns om att duschning av virke skedde i slänten vid den sydöstra kanten av fastigheten. Det blånadsskyddsmedel som enligt uppgifter användes vid Opphem var Dowicide med pentaklorfenol som verksam substans. Dowicide är ett av de klorfenolmedel som visat sig innehålla dioxiner. 3 ADMINISTRATIVA UPPGIFTER 3.1 Objektets läge och nuvarande användning Den före detta sågverksanläggningen vid Opphems såg är belägen på fastigheten Opphem 6:1, en knapp mil norr om Rimforsa i Kinda kommun och omfattar cirka 1,7 hektar mark. Området och de gamla sågverksbyggnaderna är idag i privat ägo och nyttjas som förråd och verkstad. 3.2 Fastighetsägare Fastigheten är numera i privat ägo. 3.3 Tidigare utförda undersökningar Några tidigare markundersökningar är inte utförda inom området. 4 OMRÅDESBESKRIVNING 4.1 Berggrund och topografi Fastigheten ligger i en svacka vid norra spetsen av Långviken i sjön Ämmern, där marken är plan och kärrliknande. Runtom ligger berget, företrädesvis granit, mycket ytligt och går bitvis i dagen. Den dominerande jordarten är kärrtorv, som lite längre ifrån sjön övergår till sandig och siltig morän. 6

4.2 Hydrologi Vid SMHI:s väderstation nr 8516 i Bjärka-Säby uppgår den referensnormala årsmedeltemperaturen till 6,1 C (SMHI, 1991). Årsmedelnederbörden är beräknad till 554 mm vid samma station. Denna nederbörd tillsammans med årsmedelavdunstningen på cirka 450 mm, enligt SMHI Hydrologi nr 49, lämnar ungefär 100 mm för möjlig grundvattenbildning (SMHI, 1994). Årsmedelavrinningen för regionen redovisas i samma publikation ligga omkring 200 mm, varför värdet 150 mm bör väljas vid beräkning av möjlig grundvattenbildning inom området. 4.3 Recipient och vattenkontroll Närmaste recipient är det lokala grundvattnet samt sjön Ämmern i direkt anslutning till impregneringsplatsen. I västra delen av området rinner ett dike i sydlig riktning från åkermarkerna norr om landsvägen och ut i sjön. 4.4 Naturmiljö Området ligger i ett sjörikt, kuperat och gammalt odlingslandskap, i utkanten av Opphems by och nära järnvägen mellan Rimforsa och Linköping. Fastigheten omges av åkermark, som till stor del trädas. 5 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 5.1 Provtagning Borrning, rörsättning och provtagning genomfördes den 30 juni 2004 av Per Axelsson, Vägverket Konsult, som ansvarig för provtagning, analys och dokumentation. Ett urval av jord- sediment och vattenprover skickades för ackrediterade analyser till Analytica AB. 5.1.1 Mark och sediment Totalt skruvborrades 18 stycken, 1,0 3,0 meter djupa borrhål för provtagning. Borrhålen placerades i anslutning till den troliga doppningsplatsen (P26 P28), på upplagsytan nordväst om vägen genom området (P21 P25, P36 och P38) samt på upplagsytorna runtom sågverksbyggnaderna (P29 P35 och P37), se bilaga 1 och 2. En jordartsbestämning utfördes på jordproverna och samlingsprover togs ut för varje halvmeter från skruven och lades i gastäta polyetenpåsar eller glasburkar. Jordarter, lagerföljder och eventuella föroreningar undersöktes och dokumenterades utifrån syn- och luktintryck och analyserades därefter med XRF-instrument för detektion av metaller. Borr- och provtagningsprotokoll för samtliga provtagningspunkter återfinns i bilaga 3. Den översta halvmetern till metern i marken bestod mestadels av lerig och siltig sand med mindre inslag av grus och sten. Sanden underlagrades av torv ned till två meters djup. I några av borrhålen uppträdde lera en dryg meter under markytan. I flertalet punkter påträffades lager med sågspån eller bark strax under ett ytligt sandskikt. 7

I Långviken togs ett sedimentprov upp från det översta lagret (0-0,2 meter) på bottnen med hjälp av en rörformad sedimentprovtagare. I diket i västra delen av fastigheten saknades sediment på bottnen och något prov kunde inte erhållas. 5.1.2 Grund och ytvatten I provpunkterna P21, P27 och P33 installerades grundvattenrör (PEH-rör, Ø 63 mm), så djupt det var möjligt och där en tillfredsställande vattenvolym bedömdes kunna erhållas för provtagning. Rören sattes 3,1; 2,0 respektive 3,1 meter under marknivån. När flödena hade stabiliserats mättes grundvattennivåerna in till 2,34 (P21), 2,06 (P27) respektive 1,80 (P33) meter under markytan. Vattnet omsattes en gång, varefter prover togs upp med separata vattenhämtare för vartdera röret och filtrerades genom 0,45 µm:s filter (för att undvika felanalys på grund av partiklar ) och skickades till laboratoriet. Två vattenprover togs från ytvatten genom neddoppning av provtagningskärlen direkt under vattenytan, dels i diket i västra delen av området (YV-1), dels i Långviken (YV-2). Ett dricksvattenprov togs från bostadshuset inom fastigheten, vars vattenuttag sker i en borrad brunn (90 meter djup) strax öster om huset, se kartan i bilaga 1 och 2. Detta prov skickades ofiltrerat till laboratorium för analys. Alla grundvattenrör, samt övriga provpunkter, mättes in med en differentiell GPS för att möjliggöra bestämning av grundvattengradienter. Koordinaterna, som redovisas i bilaga 2, överensstämmer väl med rikets nät. 5.2 Analyser 5.2.1 Mark och sediment Samtliga prover från varje provpunkt scannades direkt i fält med ett XRF-instrument (Niton) för analys av metaller, där bestämningen gjordes på prover i plastpåsar. Med hjälp av syn- och luktintryck, gjordes därefter ett urval av prover, som skickades till laboratoriet Analytica AB för ackrediterade analyser. När verksamheten bedrevs på platsen användes Dowicide som träskyddsmedel för behandling av virket. De föroreningar som misstänks kunna härröra från verksamheten och förekomma inom området är därför främst klorfenoler och dioxiner, men även insekticider, som användes för bekämpning av skadedjur. Ett antal jordprover valdes ut och skickades in till Analytica AB för analys enligt klorfenolpaketet OJ-7 (mono-, di-, tri-, tetra- och pentaklorfenoler, åtta prover) och dioxinpaketet OJ-22 (två prover). Sedimentprovet analyserades med avseende på klorfenoler och insekticider enligt paketen OJ-3a+b (klorerade pesticider, kvävepesticider, organiska fosforpesticider, karbamater, pyretroider, konazoler, anilider mm). 5.2.2 Grund- och ytvatten I direkt anslutning till provtagningen av ytvattnet uppmättes ph-värdena till 7,3 i diket (YV-1) och 7,3 i sjön (YV-2). Proverna från grundvattenrören i P21, P27 och P33, ytvattnen YV-1 och YV-2 samt dricksvattenbrunnen (Br-1) på fastigheten skickades in för ackrediterade analyser enligt Analyticas klorfenolpaket OV-7 (mono-, di-, tri-, tetra- och pentaklorfenoler). Grundvattenproverna och brunnsvattnet analyserades även med avseende på metaller enligt Analyticas paket V-2 (Ca, K, Mg, 8

Na, S, Si, Sr, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Mo, Ni, P, Pb, Zn) för att säkerställa att metaller inte hanterats i samband med verksamheten. 6 RESULTAT 6.1 Allmänt om riktvärden Naturvårdsverket har utarbetat generella riktvärden för olika typer av markanvändning (Naturvårdsverket,1997a och b), vilka delas in i tre olika kategorier: 1, Känslig markanvändning (KM) Markkvaliteten begränsar inte val av markanvändning och grundvattnet skyddas. Marken kan utnyttjas till bostäder, daghem, odling, djurhållning, grundvattenuttag, parkmark, grönområden m.m. De exponerade grupperna antas vara barn, vuxna och äldre, med ett normalt levnadssätt, som är perma-nent bosatta inom området under en livstid. De flesta ekosystem skyddas och närbelägna ytvatten skyddas. 2, Mindre Känslig Markanvändning med Grundvattenskydd (MKM GV) Markkvaliteten begränsar valet av användning och grundvattnet skyddas. Marken kan användas för kontor, industrier eller vägar. Grundvattenuttag kan ske vid ett visst avstånd från föroreningen. De exponerade grupperna antas vara personer som vistas på objektet under sin yrkesverksamma tid, samt barn och äldre som vistas på objektet under en begränsad tid. Skyddsnivån gällande markmiljön motsvarar markfunktioner av betydelse för denna typ av användning, till exempel odling av prydnadsväxter. Ekosystem i närliggande ytvatten skyddas. 3, Mindre Känslig Markanvändning (MKM) Som ovan fast utan grundvattenskydd. För varje typ finns generella riktvärden framtagna. Riktvärdena är beräknade med avsikt att skydda både människor och miljö mot menliga, negativa effekter och de generella riktvärdena är framtagna för typiska svenska förhållanden gällande exponeringsvägar för föroreningen, geologiska och hydrologiska förhållanden med mera. De är användbara för många förorenade områden medan mer platsspecifika riktvärden bör tas fram för områden där de platsspecifika förhållandena avsevärt skiljer sig från de förhållanden som antagits för beräkningarna av de generella riktvärdena. De generella riktvärdena är relativt konservativt antagna. De exponeringsvägar som har beaktats vid de olika markanvändningsalternativen redovisas i tabell 1. Referenskoncentrationer räknas fram för respektive exponeringsväg vilka sedan vägs samman till ett riktvärde. Tabell 1:Exponeringsvägar vid de olika markanvändningsalternativen i Naturvårdsverkets generella riktvärden. Exponeringsväg KM * MKM GV * MKM * Människor: Intag av jord X X X Hudkontakt X X X Inandning av damm X X X Inandning av ångor X X X Intag av grundvatten X X Intag av grönsaker X Intag av fisk X Miljön: Effekter inom området X X X Effekter i ytvattenrecipient X X X * KM=känslig markanvändning, MKM GV=mindre känslig markanvändning med grundvattenskydd, MKM=mindre känslig markanvändning 9

Vid bedömningen av hälsoriskerna för människa används bland annat information gällande vilka doser som ger en viss effekt eller sambandet mellan dos-respons för människa. Sådana data är utgångspunkten för de så kallade tröskelvärdena som ger en viss negativ effekt och tas fram genom experiment eller epidemiologiska studier. För de flesta föreningar uttrycks dessa tröskelvärden, efter att säkerhetsfaktorer använts för att ta hänsyn till osäkerheter i de tillgängliga data, som en tolerabelt daglig dos eller intag (TDI) med enheten mg/kg kroppsvikt och dag. När det gäller cancerogena ämnen, till exempel arsenik går det inte att ange helt säkra doser eller tröskeldoser. Därför används även matematiska beräkningar på låga doser där riskerna anses vara acceptabla, exempelvis ett ökat cancerfall på 100 000 under en livstid. I denna rapport har de generella riktvärdena använts för utförandet av en förenklad riskbedömning. Någon fördjupad riskbedömning har inte gjorts och några fördjupade riktvärden har därmed inte beräknats. Valet av markanvändning baseras på den nuvarande användningen och därmed de beaktade exponeringsvägarna för denna typ av användning. Vid ändrade förhållanden i framtiden bör även nya exponeringsvägar beaktas eller tas bort och riskbedömningen förändras. 6.2 Tillämpning av riktvärden vid riskbedömning Området där sågverket låg utnyttjas idag som uppställningsplats för diverse bilar och båtar och byggnaderna används som förråd och verkstad. Cirka 50 meter från den gamla sågverksbyggnaden ligger ett bostadshus, som tidvis använts för permanentboende. Dricksvatten till bostaden tas från en bergborrad brunn strax öster om huset, varför Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig markanvändning med grundvattenskydd (MKM GV) tillämpas. 6.3 Mark och sediment Resultaten från de kemiska analyserna av de utvalda proverna visar inte på någon förekomst av klorfenoler i jorden eller sedimenten, utan samtliga halter ligger i stort sett under detektionsgränserna. Inte heller påträffades några pesticider i sedimentprovet som analyserades. Däremot uppmättes höga halter av dioxiner i två samlingsprov från den troliga platsen för doppningskaret. Resultaten redovisas i tabell 2 nedan. Vartdera samlingsprovet bestod av tre delprover från provpunkterna P26, P27 och P28, nivån 0-0,5 respektive 1-1,5 meter. Baserat på halterna av varje enskild analyserad förening (kongen) beräknas de s.k. totala TCDD-ekvivalenterna, som en jämförelsehalt där halterna viktas för att ta hänsyn till varje enskild förenings toxicitet i relation till den mest toxiska varianten, 2,3,7,8- tetraklordibenzo-p-dioxin. I proverna påträffades dioxiner i halter om 44 000 respektive 250 mg/kg TS (TCDD-ekvivalenter), där det högsta värdet överskrider Naturvårdsverkets generella riktvärde på 250 mg/kg TS för mindre känslig markanvändning (Naturvårdsverket, 1997a) med storleksordningen 100. Resultaten av XRF-mätningarna, som utfördes direkt i fält, visade inte på någon förekomst av metaller i jordproverna utan de flesta värdena låg under detektionsgränserna. Ett undantag var kromhalterna, som i flertalet prover var höga. Detta bedöms dock bero på instrumentets konstruktion och indikerar inte förekomst av kromhaltiga föroreningar. 10

Tabell 2: Sammanställning av resultaten från jordprover tagna vid Opphems såg utanför Rimforsa och analyserade med avseende på dioxiner. Koncentrationerna är omräknade som TCDD-ekvivalenter enligt NORD, 1988, vilket redovisas längst ned i tabellen. Där redovisas även riktvärdet för mindre känslig markanvändning med grundvattenskydd (MKM GV). Halter som överstiger riktvärdet är markerade med blått. Element [ng/kg TS] Riktvärde (MKM GV) Saml.prov P26-28: 1-1,5 Saml.prov P26-28:0-0,5 TS [%] 46 93 2,3,7,8-tetraCDD 28 <2 1,2,3,7,8-pentaCDD 380 <4,2 1,2,3,4,7,8-hexaCDD 2300 19 1,2,3,6,7,8-hexaCDD 83 000 480 1,2,3,7,8,9-hexaCDD 26 000 140 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDD 260 000 2200 oktakloridbensdioxin 470 000 11 000 2,3,7,8-tetraCDF 530 1,2 1,2,3,7,8-pentaCDF 990 3,3 2,3,4,7,8-pentaCDF 21 000 36 1,2,3,4,7,8-hexaCDF 21 000 120 1,2,3,6,7,8-hexaCDF 32 000 94 1,2,3,7,8,9-hexaCDF 390 8,9 2,3,4,6,7,8-hexaCDF 16 000 44 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDF 1 200 000 8300 1,2,3,4,7,8,9-heptaCDF 24 000 81 oktaklordibensfuran 380 000 22 000 TCDD-ekvivalenter 250 44 000 250 6.4 Grund- och ytvatten Resultaten från de kemiska analyserna som utfördes på vatten från tre grundvattenrör och en dricksvattenbrunn redovisas i tabell 3 nedan. Utifrån inmätta vattennivåer beräknades grundvattengradienterna mellan punkterna P27 och P21 till -0,023, vilket visar på en grundvattenströmning i nordvästlig riktning. Från området runt punkten P21 rör sig vattnet sannolikt i västlig riktning mot diket. Mellan punkterna P27 och P33 beräknades gradienten till -0,024, det vill säga grundvattnet rinner i riktning ut mot Långviken och sjön Ämmern Inget av proverna uppvisar några höga metallhalter i jämförelse med till exempel Livsmedelsverkets gränsvärden (Livsmedelsverket, 2001). Halterna ligger under gränsvärdena för dricksvattenkvalitet. Arsenikhalten på 6,43 µg/l i grundvattenprovet P27 ligger dock över nivån för vad som bedöms vara en måttligt hög halt, enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 1999b). Förklaringen är sannolikt den höga järnhalten som kan medföra en skenbar anrikning av arsenik. Det som komplicerar bilden är även övriga arsenikhalter samt kromhalten (6,48 µg/l) i dricksvattenbrunnen vilka ligger något högt för att vara helt naturliga. Möjligen har CCA-medel använts under någon period. Användningen bör dock ha varit i begränsad omfattning med tanke på de låga halterna i grundvattnet. 11

I ytvattenprovet från diket uppmättes en halt på 13 µg/l av summan klorfenoler, varav 0,7 µg/l pentaklorfenol. I övriga grund- och ytvattenprover låg samtliga halter av klorfenoler under detektionsgränserna. Tabell 3 Sammanställning av resultaten från prover tagna i tre grundvattenrör och en dricksvattenbrunn och analyserade med avseende på metaller. I tabellen redovisas även Livsmedelsverkets hälsogränsvärden för dricksvatten (Livsmedelsverket, 2001). Element Enhet Riktvärden P21 P27 P33 BR-1 GV-nivå m u my 2,34 2,06 1,80 --- Ca mg/l 129 137 85 99,9 Fe mg/l 1,28 14,7 2,81 0,0092 K mg/l 2,59 5,68 3,34 3,25 Mg mg/l 11,4 14,0 8,22 14,5 Na mg/l 14,4 7,49 14,1 15,5 S mg/l 1,12 0,356 0,361 7,46 Si mg/l 15,7 11,0 18,6 7,08 Al µg/l 42,6 20,3 52,7 0,83 As µg/l 10 2,77 6,43 1,18 0,187 Ba µg/l 94,9 140 75,4 118 Cd µg/l 5 0,093 0,0461 0,0299 0,0169 Co µg/l 2,59 7,49 1,05 0,0488 Cr µg/l 50 0,875 0,547 0,121 6,48 Cu µg/l 2000 5,77 2,78 1,34 41,0 Hg µg/l 1 <0,002 <0,002 <0,002 <0,002 Mn µg/l 1670 5010 748 37,2 Mo µg/l 2,45 1,59 0,528 5,93 Ni µg/l 50 2,76 5,07 0,927 0,637 P µg/l 28,9 70,7 45,7 <1 Pb µg/l 10 0,582 0,21 0,297 0,197 Sr µg/l 237 298 164 27 Zn µg/l 55,4 22,5 11,2 34,1 7 BESKRIVNING AV FÖRORENINGARNA 7.1 Påträffade föroreningar och dess farlighet De föroreningar som påträffats i samband med undersökningen är klorfenoler och dioxiner. Dessa härrör från doppningen av virket, där Dowicide användes som träskyddsmedel. Föreningarnas farlighet bedöms som mycket höga enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet 12

(Naturvårdsverket, 1999a). Nedan följer en beskrivning av klorfenolers och dioxiners egenskaper och farlighet. Klorfenoler Klorfenoler förekommer som en rad olika föreningar, där flertalet av dem har använts som verksamma beståndsdelar i träskyddsmedel och bekämpningsmedel. Lösligheten i vatten varierar mellan olika klorerade fenoler, men är generellt högre hos lågklorerade fenoler, där flyktigheten är låg. Klorfenoler kan brytas ned av olika bakterier och svampar under såväl aeroba som anaeroba förhållanden, men den naturliga nedbrytningen har visats sig ske mycket långsamt och pågå i decennier. Pentaklorfenol, som använts i stor omfattning som biocid är mycket toxisk och klassificeras som möjligt cancerogen. På grund av dess dokumenterat toxiska egenskaper totalförbjöds pentaklorfenol i Sverige 1978. Pentaklorfenol är ett klorderivat av fenol med fem kloratomer kopplade till bensenringen. Föreningens aromaticitet gör att fenoler generellt är starkare syror än alifatiska alkoholer. Den höga kloreringsgraden gör dessutom att pentaklorfenol är den starkaste syran av alla klorfenoler. Eftersom substansen använts i syfte att utöva en toxisk effekt på olika typer av oönskade organismer är det naturligt att den uppvisar en hög ekotoxicitet. Egenskaperna är även dokumenterat humantoxiska, där hög exponering för pentaklorfenol kan orsaka störningar i respiration, blodtryck samt hjärtfunktion. Irritation i hud, ögon samt slemhinnor har observerats. Dioxiner Dioxiner, eller polyklorerade dibenso-p-dioxiner (PCDD) är klorerade miljögifter, som bildas vid förbränning av organiskt material tillsammans med material som innehåller klor, till exempel PVCplast. Dioxiner bildas även som en biprodukt vid framställningen av pentaklorfenol. Antalet tänkbara dioxinföreningar som kan bildas är 75 och av dem betraktas flera som de allra giftigaste föreningar vi känner till, där den giftigaste är 2,3,7,8-tetraklordibenso-p-dioxin (TCDD). Dioxiner är opolära och har mycket låg löslighet i vatten. Däremot absorberas de väl i fett och olja, vilket medför att de ackumuleras i fettvävnaden hos människor och djur. Exponering av dioxiner kan leda till försvagat immunförsvar, försämrad omsättning av vitamin A, och störningar i fortplantningsförmågan. Dioxiner inverkar även på centrala nervsystemet och blockerar cellernas förmåga att kommunicera för att förhindra ett cancerförlopp. Det maximala tolerabla veckointaget är enligt EU fastställt till 14 pg TEQ/kg kroppsvikt, där TEQ är en toxisk ekvivalent, baserad på summan av de olika dioxinisomerernas viktade toxicitet. 8 UTVÄRDERING/RISKBEDÖMNING 8.1 Föroreningsbild och spridningsförutsättningar Den primära recipienten är det lokala grundvattnet samt ett dike i västra delen av sågverksområdet. Spridningsvägen för en förorening på platsen är således söderut i grundvattnets och ytvattnets strömningsriktning. Spridningsförutsättningarna i sandlagret bedöms som goda och därmed finns det möjlighet för föroreningar att sprida sig till det närliggande diket och vidare till sjön. Spridningsförutsättningarna mot djupet bedöms dock som små på grund av den torviga och leriga jordmånen (sjöbotten). En viss spridning av föroreningar sker sannolikt, eftersom förhöjda halter av pentaklorfenol uppmättes i ytvattenprovet från diket. Detta tyder på att det bör finnas en aktiv källa. Var den finns och hur den ser ut är okänt eftersom pentaklorfenol inte kunnat påträffas i några av markproverna. Möjligen kan det finnas rester av kulverteringar eller dräneringar där föroreningar kvarstår. Detta är dock inte belagt. 13

De huvudsakliga föroreningarna i mark som påträffats är dioxin. Dioxinet verkar främst förekomma i området där doppningskaret misstänks ha legat. Mängden kontaminerade massor går inte att uppskatta men halterna är höga (extremt). 8.2 Exponeringsvägar De exponeringsvägar som är aktuella att värdera är: - direktexponering i form av hudkontakt, damm eller intag via munnen (små barn) - intag av växter i förorenad mark - intag av dricksvatten från närliggande yt- eller grundvattentäkter De dioxinföroreningar som påträffades i anslutning till platsen där doppningskaret sannolikt stod (P26 P28) ligger så pass ytligt att en risk för direktexponering föreligger, till exempel för små barn som gräver och stoppar i sig av jorden. Halterna är också lokalt extremt höga. Den högsta halten som påträffades ligger på 44 500 ng/kg TS att jämföra med de 17 000 ng/kg TS som är den framräknade referenskoncentrationen för intag av jord vid MKM-mark. Ett beräkningsexempel baserat på de uppmätta halterna visar att det räcker med ett intag av cirka 1,5 mg jord för att ett mindre barn (med en vikt på 12 kg, cirka 2-3 år) ska ha uppnått sin TDI-dos (tolerabelt dagligt intag). Området används i nuläget inte för någon form av odling och den naturliga vegetationen är mycket sparsam, varför någon exponeringsrisk genom intag av växter inte föreligger. En borrad dricksvattenbrunn ligger på fastigheten, men bedöms ligga i uppströms riktning från föroreningskällan, varför risken för exponering via dricksvattnet bedöms vara liten. 8.3 Samlad riskbedömning Höga halter dioxin påträffades i närheten av det misstänkta läget för doppningskaret. Halterna är så pass höga att de utgör en humantoxikologisk risk, framförallt vid intag av jord. Resultaten visar också att en pågående spridning av klorfenol sker ut till det närliggande diket. Källan är ännu inte identifierad. Med tanke på de data som finns i dagsläget medför de höga halterna av framförallt dioxin samt den pågående spridningen att objektet måste anses vara en miljö- och hälsorisk. 9 SLUTSATSER OCH FÖRSLAG TILL ÅTGÄRDER 9.1 Saneringsbehov Halterna av dioxin i jorden är mycket höga och baserat på de data som finns idag pekar det mot att en sanering krävs. Det är dock osäkert var källan till de höga klorfenolhalterna finns. Med tanke på de höga halterna i vattnet i diket bör även denna eventuella källa inkluderas i en sanering. 9.2 Övervakning eller behov av fortsatta undersökningar Med tanke på de höga halterna dioxin som påträffades bör det tydliggöras att området är förorenat antingen genom stängsel eller genom informationstavlor. Ett annat sätt är att täcka över området tills 14

en eventuell sanering kan påbörjas. Det fortsatta undersökningsbehovet omfattar främst en avgränsning av dioxinförekomsten samt en utredning av var källan till utläckaget av klorfenol i diket finns. 10 REFERENSER Livsmedelsverket, 2001, SLVFS 2001:30 Naturvårdsverket, 1997a. Generella riktvärden för förorenad mark Beräkningsprinciper och vägledning för tillämpning. Efterbehandling och sanering. Naturvårdsverket rapport 4638. Naturvårdsverket, 1997b. Development of generic guideline values. Model and data used for generic guideline values for contaminated soils in Sweden Naturvårdsverket report 4639. Naturvårdsverket, 1998, Förslag till riktvärden för förorenade bensinstationer, NV rapport 4889 Naturvårdsverket, 1999a, Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Förorenade områden, NV rapport 4918 Naturvårdsverket, 1999b, Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Grundvatten, NV rapport 4918 Naturvårdsverket, 1999d, Vägledning för efterbehandling vid träskyddsanläggningar, NV rapport 4963 Nord, 1988, Nordisk dioxinbedömning, Miljörapport Nord 1988:7, Nordiska Ministerrådet SMHI, 1991, Temperatur och nederbörd i Sverige, 1961-1991, Referensnormaler, SMHI nr 81 SMHI, 1994, Sveriges vattenbalans, Årsmedelvärden 1961-1991 av Nederbörd, Avdunstning och Avrinning, SMHI nr 49 15