Miljöteknisk markundersökning av den f d impregneringsplatsen vid Hyttsjö Sågverk, Finspångs kommun

Miljöteknisk markundersökning av den f d impregneringsplatsen vid Hyttsjö Sågverk, Finspångs kommun Envipro Miljöteknik AB Linköping 2004-11-30 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... 3 1.1 BAKGRUND... 3 1.2 SYFTE... 3 2 HISTORIK... 3 2.1 TRÄSKYDDSVERKSAMHETEN I SVERIGE... 3 2.2 IMPREGNERINGSVERKSAMHETEN VID HYTTSJÖ SÅGVERK... 4 3 ADMINISTRATIVA UPPGIFTER... 5 3.1 OBJEKTETS LÄGE OCH NUVARANDE ANVÄNDNING... 5 3.2 FASTIGHETSÄGARE...5 3.3 TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 6 4 OMRÅDESBESKRIVNING... 6 4.1 BERGGRUND OCH TOPOGRAFI... 6 4.2 HYDROLOGI... 6 4.3 RECIPIENT OCH VATTENKONTROLL... 6 4.4 NATURMILJÖ... 6 5 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 7 5.1 PROVTAGNING... 7 5.1.1 Mark, sediment och byggnadsmaterial...7 5.1.2 Grund- och ytvatten... 7 5.2 ANALYSER... 8 5.2.1 Mark, sediment och byggnadsmaterial...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, SEDIMENT OCH BYGGNADSMATERIAL... 10 6.4 GRUND- OCH YTVATTEN... 11 7 BESKRIVNING AV FÖRORENINGARNA... 13 7.1 PÅTRÄFFADE FÖRORENINGAR OCH DESS FARLIGHET... 13 8 UTVÄRDERING/RISKBEDÖMNING... 14 8.1 FÖRORENINGSBILD OCH SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR... 14 8.2 SAMLAD RISKBEDÖMNING... 14 9 SLUTSATSER OCH FÖRSLAG TILL ÅTGÄRDER... 15 9.1 SANERINGSBEHOV...15 9.2 ÖVERVAKNING ELLER BEHOV AV FORTSATTA UNDERSÖKNINGAR... 15 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 Hyttsjö sågverk i Ljusfallshammar, Finspångs kommun, under perioden juni september 2004. Undersökningarna utfördes av Envipro Miljöteknik AB, 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 vid Hyttsjö sågverk 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 skulle även klarlägga förekomsten av grundvatten i de lösa jordlagren, dels i det låglänta området kring virkesmagasinet, dels i anslutning till doppningsverksamheten. I grundvattnet skulle förekomsten av klorfenoler undersökas. I vattnet inom den gamla barkdeponin skulle dessutom förekomsten av bekämpningsmedel och oljekolväten klarläggas. Undersökningen omfattade även Hyttsjön, där sedimenten skulle analyseras med syfte att upptäcka eventuell föroreningsspridning till sjön. Resultaten skulle därmed fungera som underlag för utförande av uppdaterade riskklassningar enligt MIFO fas 2, vilket 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. 3

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 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 Impregneringsverksamheten vid Hyttsjö sågverk Vid Hyttsjö sågverk bedrevs impregnering i form av doppning, mellan åren 1968 och 1987. De första verksamhetsåren sprutades virket för hand utanför den numera rivna byggnaden mellan torkhuset och värmecentralen. År 1974 uppfördes två doppningskar i stålplåt om 15 m 3 vardera, i anslutning till 4

torkhuset, se kartan i bilaga 1. Dessa stod kvar en tid efter att sågverket gått i konkurs 1987. Efter avslutad konkurs såldes fastigheten till Lämneå Grävmaskiner AB. Doppningen utfördes under sommarhalvåret och på vintern frös vätskan i karen. Som impregneringsmedel användes Santobrite med klorerade fenoler som verksam substans. Det är sedan tidigare känt att klorfenolblandningar för blånadsskydd dessutom kan ha varit förorenade med dioxiner. Förbrukningen av Santobrite noterades 1974 uppgå till cirka 2000 kg/år. Under de sista 5 10 åren användes Dupontbenomyl 50 (aktiv substans; benomyl) samt Mitrol 48 (aktiv substans; guazatinacetat, N- alkylbensyldimetylammoniumklorid). Virkespaketen doppades ner i impregneringsvätskan under cirka en minut och lyftes sedan upp för att rinna av under 5 10 minuter. Därefter flyttades virket till ett inkörningsspår för korttidslagring utanför virkestorken i avvaktan på torkning. Både planen där doppningskaren var uppställda liksom inkörningsspåret före torken var asfalterade. Däremot saknades invallning, påkörningsskydd och tak vid doppningskaren. Enligt uppgifter från boende i området hände det vid ett flertal tillfällen att doppningskaren svämmade över och vätskan rann utmed vägen ned mot virkeshusen. Muntliga uppgifter förtäljer att restprodukten från botten av doppningskaren samlades upp och brändes i den egna förbränningsanläggningen. Vid konkursen 1987 lämnades de två karen överfyllda med vätska under vintern, innan konkursförvaltaren hade sålt vätskan och karen omhändertagits. Från början av 1960-talet och fram till och med 1984/1985 lagrades virket i Hyttsjön före impregneringen. Det ankommande, obarkade timret tippades från lastbilar direkt ned i sjön. Enligt muntliga uppgifter besprutades virket till en början med diesel för att motverka blånad. Det kan inte uteslutas att pentaklorfenol användes. Virket kan även ha besprutats med insekticider före ankomst till Hyttsjön, vilka i så fall kan ha lakats ur i sjön under lagringen. Efter 1984/1985 lagrades virket på land tills dess att verksamheten upphörde. Under 1960-talet deponerades bark från sågverket söder om riksväg 51 och ned mot sjön Lill-Nälern för att fylla ut den tidigare våtmarken och skapa en fotbollsplan. Barken täcktes sedan med ett halvmetertjockt sand- och jordlager och idag används marken som betesmark. Under den senare delen av verksamhetsåren upphörde deponeringen av barken och den eldades upp istället. 3 ADMINISTRATIVA UPPGIFTER 3.1 Objektets läge och nuvarande användning Den före detta impregneringsanläggningen vid Hyttsjö sågverk är belägen på fastigheten Ljusfall 3:10 i Ljusfallshammar, Finspångs kommun. Flera av byggnaderna från impregneringsanläggningen finns kvar på området. I torkhuset bedrivs idag diverse verksamhet, bland annat metallåtervinning. 3.2 Fastighetsägare Nuvarande fastighetsägare är Lämneå Grävmaskiner AB, Ljusfallshammar. 5

3.3 Tidigare utförda undersökningar Några tidigare undersökningar är inte utförda på fastigheten. 4 OMRÅDESBESKRIVNING 4.1 Berggrund och topografi Fastigheten är belägen i skogsbygd, på gränsen till den slättbygd som ligger i ett stråk från Ljusfallshammar via Hällestad och Finspång ner till Glan. Slätten omges av tydliga förkastningsbranter i sprickdalslandskapet. I norr gränsar fastigheten till en bergtäkt och i öster till Hyttsjön. Området är kuperat och består till stora delar av utfylld mark (sprängsten) på berg. Bitvis går berget i dagen. Den jordart som dominerar i området och underlagrar fyllningen är sandig morän. Mäktigheten på jordtäcket runt fastigheten är generellt ringa. Från torkhuset och platsen där doppningkaren stod sluttar området kraftig åt söder ned mot sjön Lill-Nälern. Området, som är uppfyllt med sprängsten, norr om torkhuset är tämligen plant med en svag lutning ut mot Hyttsjön i öster. 4.2 Hydrologi Vid SMHI:s väderstation nr 8545 i Godegård uppgår den referensnormala årsmedeltemperaturen till 5,2 C (SMHI, 1991). Årsmedelnederbörden är beräknad till 590 mm vid station nr 8543 i Finspång. Denna nederbörd tillsammans med årsmedelavdunstningen på cirka 450 mm, enligt SMHI Hydrologi nr 49, lämnar ungefär 140 mm för möjlig grundvattenbildning (SMHI, 1994). Årsmedelavrinningen för regionen redovisas i samma publikation ligga omkring 200 mm, varför värdet 170 mm bör väljas vid beräkning av möjlig grundvattenbildning inom området. 4.3 Recipient och vattenkontroll Närmaste recipient är det lokala grundvattnet samt Hyttsjön, vars strandlinje ligger cirka 100 meter öster om doppningsplatsen. Omkring 600 meter söder om platsen ligger sjön Lill-Nälern och det våtmarksområde, som blivit utfyllt med bark från sågverket. Dränering sker i båda riktningarna och till båda sjöarna. Det fanns uppgifter om två kända dricksvattenbrunnar när fältarbetet genomfördes, dels en borrad brunn väster om virkesmagasinet, dels en grävd brunn ett par hundra meter norr om torkhuset, vid sidan om bergtäkten. I det intilliggande samhället finns kommunalt vatten. I slutskedet av detta uppdrag framkom dock uppgifter om att vissa fastigheter valt att behålla sina egna vattenbrunnar och att det finns ytterligare minst en bergborrad brunn inom cirka 200 meters avstånd från objektet, vilken nyttjas för dricksvattenförsörjning. I SGU:s brunnsregister anges ytterligare cirka 5 10 bergborrade brunnar inom 500 600 meter från objektet, vilka nyttjas för dricksvattenförsörjning. 4.4 Naturmiljö Fastigheten är belägen i skogsmark men till viss del omgiven av bebyggelse med industrier och bostadshus. Sjön Lill-Nälern söder om fastigheten är en mycket eutrof sjö, som är känd för att vara 6

fågelrik. Där har bland annat rapporterats om häckande enkelbeckasin, vattenrall, småfläckig sumphöna, årta samt rör- och sävsångare. Hyttsjön nyttjas för fiske (matfisk och kräftor). 5 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 5.1 Provtagning Borrning, rörsättning och provtagning genomfördes den 1 juli 2004 av Charlotte Lidehorn, Envipro Miljöteknik AB, som ansvarig för provtagning, analys och dokumentation. Borrbandvagn tillhandahölls av Vägverket Konsult. Ett urval av jord- sediment- och vattenprover skickades för ackrediterade analyser till Analytica AB. 5.1.1 Mark, sediment och byggnadsmaterial Totalt skruvborrades tolv stycken, 0,5 3,0 meter djupa borrhål för provtagning. Borrhålen placerades på upplagsytorna norr om torkhuset (P1, P2), på platsen där doppningskaren stod (P3), vid torkhuset (P4 P6), mellan torkhuset och värmecentralen där virket enligt uppgifter handsprutades (P7), nedströms doppningskaren och torkhuset (P8, P9) samt i barkutfyllnaden söder om riksväg 51 (P10 P12), se bilagorna 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 4. I provpunkterna P1 P9 påträffades fyllnadsmassor, främst sand, grusig sand och sten ned till berget, som uppträdde från en meters djup (P1) ned till fem meters djup (P8). I provpunkterna inom barkupplaget (P10 P12) uppträdde barken på olika nivåer och med olika mäktighet. I P11 uppmättes ett 2,5 meter mäktigt barklager under ett halvmetersskikt med grusig sand. Barken underlagrades av siltig sand, som övergick till gyttja och torv ut mot sjön. I Hyttsjön provtogs sedimenten ett tiotal meter från strandkanten, sydost om torkhuset, se kartan (bilaga 1). På grund av skrot och diverse avfall på sjöbotten var sedimenten mycket svåra att nå och få upp, varför prov endast erhölls vid en provtagningspunkt. Där togs ett samlingsprov ut från de översta 0,2 metrarna. Inne i torkhuset inspekterades betonggolvet där virket hade förvarats för att upptäcka eventuella spår av föroreningar. Det påträffades inga tydliga föroreningsrester, men prover togs på betongen från väggar och golv och skickade till laboratoriet för analys. 5.1.2 Grund- och ytvatten I provpunkterna P1, P2, P3 och P8 samt P1-bark och P2-bark (märkta barkupplag GV-1 respektive barkupplag GV-2 i analysprotokollen, bilaga 4) i barkupplaget installerades grundvattenrör (PEHrör, Ø 63 mm), så djupt det var möjligt och där en tillfredsställande vattenvolym bedömdes kunna erhållas för provtagning. Rören sattes 3,2 (P1); 3,8 (P2); 3,5 (P3); 4,0 (P8); 3,6 (P1-bark) respektive 7

2,6 (P2-bark) meter under marknivån. När flödena hade stabiliserats mättes grundvattennivåerna in 3,4 meter under markytan i P2, 3,0 meter i P3, samt 1,7 meter under markytan i P1-/P2-bark. Röret i P1 var helt torrt och i P8 hade vattnet inte hunnit stabiliseras vid provtagningstillfället, varför en stabil grundvattennivå inte kunde mätas in. Vattnet omsattes en gång, varefter prover togs upp med separata vattenhämtare för vartdera röret och analyserades med avseende på ph och konduktivitet, filtrerades genom 0,45 µm:s filter (för att undvika felanalys på grund av partiklar ) och skickades till laboratoriet. På grund av dålig tillrinning kunde inget prov erhållas från grundvattenröret i P1. Prover för organisk analys lämnades ofiltrerade. Två brunnsvattenprover togs från intilliggande fastigheter, från en borrad brunn (djup 126 meter) väster om virkes-magasinet (Br-2) och från en grävd brunn (Br-1) ett par hundra meter norr om torkhuset, vid sidan om bergtäkten. Dessa prover skickades ofiltrerade till laboratorium för analys. Ett vattenprov togs från ytvattnet i Hyttsjön, ett tiotal meter ifrån västra strandkanten, i samband med sedimentprovtagningen. 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, sediment och byggnadsmaterial Samtliga prover från varje provpunkt scannades direkt i fält med ett XRF-instrument (Niton 700) för analys av metaller. Scanningen gjordes på prover i plastpåsar med tre mätningar per prov för att minimera risken för icke-representativa värden. 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, under huvuddelen av tiden, Santobrite som impregneringsmedel för behandling av virket. De föroreningar som misstänks kunna härröra från impregneringsverksamheten och förekomma inom området är därför främst klorfenoler och dioxiner, men även oljekolväten och insekticider, som användes för bekämpning av skadedjur. Ett antal prover valdes ut och skickades in till Analytica AB, för analys enligt klorfenolpaketet OJ-7 (mono-, di-, tri-, tetra- och pentaklorfenoler), dioxinpaketet OJ-22, grundämnespaketet M-1c (As, Ba, Be, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Li, Mn, Mo, Ni, P, Pb, Sr, V, Zn) för sedimentprovet, samt paketen OJ-3a+b (klorerade pesticider, kvävepesticider, organiska fosforpesticider, karbamater, pyretroider, konazoler, anilider m.m). Inga analyser utfördes med avseende på ingående ämnen i Dupontbenomyl 50 och Mitrol 48. 5.2.2 Grund- och ytvatten I direkt anslutning till provtagningen av grundvattnet mättes temperatur, ph och konduktivitet i proverna med en WTW Multiline P4. Vattenproverna från grundvattenrören i P2, P3, P8, P1-bark och P2-bark, ytvattenprovet, samt de två brunnsvattenproverna skickades in för ackrediterade analyser enligt Analyticas metallpaket V-2 (Ca, K, Mg, Na, S, Si, Sr, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Mo, Ni, P, Pb, Zn). Proverna från P2, P8, P1-bark, ytvattnet samt brunnarna analyserades även med avseende på klorfenoler enligt paket OV-7 (mono-, di-, tri-, tetra- och pentaklorfenoler). Provet från P2-bark i barkupplaget analyserades med avseende på kolväten (OV-21a) och pesticider (OV-3a+b). 8

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: 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 permanent bosatta inom området under en livstid. De flesta ekosystem skyddas och närbelägna ytvatten skyddas. 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. 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 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 utgångs- 9

punkten 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 impregneringen och torkningen av virket utfördes används idag för diverse näringsverksamheter och byggnaderna utnyttjas som lager och förråd. Det närmaste bostadshuset för permanentboende ligger på att avstånd om cirka 80 meter från impregneringsplatsen. Bostaden är ansluten till det kommunala dricksvattennätet. Däremot finns två närliggande bergborrade brunnar, som nyttjas för dricksvattenförsörjning, varför Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig markanvändning med grundvattenskydd (MKM GV) tillämpas. 6.3 Mark, sediment och byggnadsmaterial Resultaten från de kemiska analyserna av de utvalda proverna visar på förekomst av pentaklorfenol i provpunkterna P3, P4, P6, P9 samt i provet från material i torkhuset. Halterna var generellt låga och varierade mellan 0,035 och 0,34 mg/kg TS, förutom provet från torkhuset där en pentaklorfenolhalt på 12 mg/kg TS uppmättes, vilket kan jämföras med Naturvårdsverkets generella riktvärde för mindre känslig markanvändning med grundvattenskydd på 3 mg/kg TS. I proverna från barkupplaget och sedimenten i Hyttsjön låg samtliga halter av klorfenoler under detektionsgränserna. Sedimentprovet från Hyttsjön analyserades även med avseende på pesticider, metaller och olja. De föroreningar som påträffades var bensen och toluen i låga koncentrationer, 0,19 respektive 0,30 mg/kg TS, samt tyngre alifater, >C 16 C 35 (59 mg/kg TS). Även spår av polyaromatiska kolväten (PAH:er) återfanns i provet. PAH:er och tunga alifatfraktioner kan dock, till skillnad från bensen och toluen, ha ett naturligt ursprung i organiskt material som till exempel humus- och fulvosyror. Två av jordproverna som togs i anslutning till doppningsplatsen och ett sedimentprov från Hyttsjön analyserades med avseende på dioxiner. Resultaten redovisas i tabell 2 nedan. Halterna av varje enskild analyserad förening (kongen) har använts vid beräkning av TCDD-ekvivalenter. Dessa ekvivalenter kan sägas vara 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 alla proverna påträffades dioxiner, där halten på 940 mg/kg TS (TCDD-ekvivalent) i P6 översteg Naturvårdsverkets generella riktvärde på 250 mg/kg TS för mindre känslig markanvändning med grundvattenskydd (Naturvårdsverket, 1997a). 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, 10

som i flertalet prover var höga. Detta bedöms dock bero på instrumentets konstruktion och indikerar inte förekomst av kromhaltiga föroreningar. Tabell 2: Sammanställning av resultaten från prover tagna vid Hyttsjö sågverk 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 överskrider riktvärdena är markerade med blått. Element [ng/kg TS] Riktvärde (MKM GV) P3:0-0,5 P6:0-0,5 Sediment Hyttsjön TS [%] 93 92 11,4 2,3,7,8-tetraCDD 1,9 <1,9 <7,5 1,2,3,7,8-pentaCDD 18 25 <16 1,2,3,4,7,8-hexaCDD 30 130 29 1,2,3,6,7,8-hexaCDD 250 1200 55 1,2,3,7,8,9-hexaCDD 100 310 24 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDD 8300 45 000 2900 oktakloridbensdioxin 69 000 270 000 28 000 2,3,7,8-tetraCDF 1,3 <1,2 <5,2 1,2,3,7,8-pentaCDF 1,7 4 <5,2 2,3,4,7,8-pentaCDF 2,1 5,6 <5,2 1,2,3,4,7,8-hexaCDF 5,3 22 <5,2 1,2,3,6,7,8-hexaCDF 14 28 <7,8 1,2,3,7,8,9-hexaCDF 19 26 <7,8 2,3,4,6,7,8-hexaCDF 11 110 <7,8 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDF 230 1700 130 1,2,3,4,7,8,9-heptaCDF 29 180 16 oktaklordibensfuran 530 3000 210 TCDD-ekvivalenter 250 210 940 80 6.4 Grund- och ytvatten Resultaten från de kemiska analyserna som utfördes på vatten från fem grundvattenrör, två dricksvattenbrunnar, samt ett ytvatten redovisas i tabell 3 nedan. Temperatur, ph och konduktivitet mättes i fält i samband med provtagningarna. Utifrån inmätta vattennivåer beräknades grundvattengradienten mellan punkterna P3 och P2 till -0,015, vilket visar på en grundvattenströmning i nordostlig riktning. På grund av topografin i området bör punkten P3 ligga på en vattendelare, där vattenströmningen söderut är mycket kraftigare än strömningen åt nordost. En eventuell föroreningsspridning från området runt doppningsplatsen sker därför rimligen åt söder. Inget av proverna uppvisar några förhöjda metallhalter. Värdena ligger till exempel långt under Livsmedelsverkets tjänlighetsgräns för dricksvatten. Metallhalterna visar att metallhaltiga impregneringsmedel kan ha använts, dock i mindre omfattning. Arsenikhalterna i grundvattnet i vissa rör är något förhöjda (1,5-4 µg/l) jämfört med de, för området, naturliga bakgrundsvärdena. De förhöjda arsenikhalterna kan dock generellt korreleras med höga lösta järnhalter vilket tyder på en naturlig process. Även krom förekommer i något förhöjda halter (11 µg/l). Eftersom det främst är prover runt 11

torkladan och doppningen som uppvisar dessa halter kan detta antyda att CCA-medel möjligen använts. Det måste dock förtydligas att halterna är låga och att användningen måste ha varit liten (om alls någon). Vattnet analyserades även med avseende på klorfenoler. Halterna var överlag låga och under detektionsgränserna, med undantag för vattenprovet från P8, nedströms doppningsplatsen. Där uppmättes 95 µg/l pentaklorfenol, vilket kan jämföras med WHO:s riktvärde på 9 µg/l, således cirka tio gånger högre. Spår av pesticider (DDT) kunde detekteras i provet från barkupplaget (P2-bark), vilket indikerar att barken besprutats med insekticider. Halten DDT i provet ligger på 0,002 µg/l, vilket kan jämföras med WHO:s riktvärde på 1 µg/l, det vill säga en låg halt. I P2-bark påträffades även alifater och PAH:er. Möjligen härstammar dessa föreningar från humus- och fulvosyror i barken och har därmed ett naturligt ursprung. Tabell 3: Sammanställning av resultaten från prover tagna i grundvattenrör, dricksvattenbrunnar och ytvatten från Hyttsjön, vid Hyttsjö sågverk, och analyserade med avseende på metaller. I tabellen redovisas även Livsmedelsverkets hälsogränsvärden för dricksvatten. Element Enhet Riktvärden P1-bark P2-bark P2 P3 P8 Br-1 Br-2 YV-1 GV-nivå m u my 1,7 1,7 3,4 3,6 --- --- --- --- Temp C 19,5 19,5 20,0 --- --- 19,6 --- --- Kond µs/cm 177 177 229 --- --- 212 --- --- ph 6,2 6,2 6,3 --- --- 6,6 --- 7,8 Ca mg/l 22,2 19,4 15,5 40,6 10,1 34,3 28,2 18,4 Fe mg/l 6,02 0,129 14,9 0,113 0,147 0,926 0,485 0,0912 K mg/l 4,34 4,58 7,9 11,3 4,18 1,67 1,18 3,17 Mg mg/l 3,63 3,17 4,64 3,03 1,67 1,74 2,29 2,66 Na mg/l 6,81 6,48 13,8 19,5 36,3 6,07 13,7 3,28 S mg/l 0,214 0,35 0,741 10,1 3,15 4,96 1,3 <0,2 Si mg/l 10,2 4,62 7,17 4,05 6,53 8,95 7,08 1,12 Al µg/l 190 105 58,9 39,5 53,4 149 0,436 1,92 As µg/l 10 1,3 1,47 3,86 <0,9 <1,9 1,05 0,276 0,222 Ba µg/l 88,7 45,2 42,7 20,1 7,42 17,8 72,1 20,5 Cd µg/l 5 0,0295 0,0488 0,0515 0,0272 0,0406 0,0587 0,022 0,0026 Co µg/l 1,61 0,424 16,6 0,472 1,88 0,692 0,0375 0,0407 Cr µg/l 50 0,368 0,356 0,697 10,7 0,314 0,589 0,0545 0,0427 Cu µg/l 2000 0,586 1,9 1,93 1,39 4,21 7,81 28,8 0,333 Hg µg/l 1 <0,002 <0,002 0,0025 <0,002 <0,002 0,0029 <0,002 <0,002 Mn µg/l 975 538 3190 452 330 219 86,8 102 Mo µg/l 0,199 0,604 1,57 14,4 10,5 0,0829 6,63 0,185 Ni µg/l 50 1,32 0,852 18,6 1,88 6,26 1,65 0,143 0,208 P µg/l 79,3 52,4 14,5 14,8 11,8 14,8 <1 5,44 Pb µg/l 10 0,309 0,211 0,828 0,105 0,274 1,22 1,45 0,022 Sr µg/l 60,6 49,2 60,2 51,7 30,9 62,1 63,6 48,3 Zn µg/l 4,58 14,3 24,5 0,461 0,906 13,6 2640 1,46 12

7 BESKRIVNING AV FÖRORENINGARNA 7.1 Påträffade föroreningar och dess farlighet De föroreningar som, i större omfattning, påträffades i samband med undersökningen var klorfenoler och dioxiner. Dessa härrör från tiden då Santobrite användes som träskyddsmedel. Föreningarnas farlighet bedöms som mycket hög enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (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, vars 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. Då 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. 13

8 UTVÄRDERING/RISKBEDÖMNING 8.1 Föroreningsbild och spridningsförutsättningar De påträffade föroreningarna finns både i mark, grundvatten och byggnadsmaterial runt själva torkladan och doppningsplatsen. Den primära recipienten är det lokala grundvattnet, där grundvattnets strömningsriktning bedöms följa topografin i området varför spridningsvägen för en förorening från torkladan och själva doppningsplatsen således är åt söder. 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 Förhöjda dioxinhalter påträffades i två ytliga jordprover i anslutning till torkhuset, vilket innebär att en risk för direktexponering föreligger, till exempel för små barn som gräver och stoppar i sig av jorden. Referenskoncentrationen för intag av dioxinförorenad jord för MKM-mark ligger på cirka 1700 ng/kg TS, att jämföra med den högsta påträffade halten på 940 ng/kg TS, men ett beräkningsexempel baserat på TDI-dosen (tolerabelt dagligt intag) och aktuella halter visar på att det räcker med ett intag på 64 mg jord eller betydligt mindre än 1 ml jord för att dosen ska uppnås. När det gäller pentaklorfenol så innebär de i mark och byggnadsmaterial uppmätta halterna inte några direkta humantoxikologiska risker avseende direktexponering. Området är till stora delar asfalterat eller belagt med hårt packat grus och utnyttjas inte för någon form av odling. Någon risk för exponering via intag av växter föreligger därmed inte. Höga halter av pentaklorfenol uppmättes i ett grundvattenprov nedströms platsen för doppningskaren. Däremot påträffades inga föroreningar i brunnsproverna Br-1 och Br-2. Br-1 ligger uppströms föroreningskällan och därmed bedöms risken för exponering via dricksvatten vara liten. Då ytterligare en bergborrad dricksvattenbrunn (ej provtagen) identifierats inom 200 meter från konstaterad förorening, så bedöms exponering via dricksvatten vara det som är dimensionerande för riskerna med pentaklorfenol. Detta gör halterna och den sannolika spridningen nedströms mer allvarlig. Jorddjupet är ringa och, som tidigare nämnts, har pentaklorfenolförorenat grundvatten i tämligen höga halter kunnat konstateras nedströms den ursprungliga källan. Huruvida detta är resterna av en äldre spridning eller en pågående sådan är inte känt. På grund av det ringa jorddjupet och det ytliga berget bedöms det dock finnas goda spridningsförutsättningar för detta förorenade grundvatten. Spridningen sker då sannolikt framförallt i jord-bergkontakten samt i sprickor i berget. 8.2 Samlad riskbedömning De dioxinhalter som påträffats i marken i närheten av torkladan är så pass höga att de kan medföra en risk vid till exempel intag av jord. De uppmätta pentaklorfenolhalterna i jord och byggnadsmaterial medför inte motsvarande risk. Föroreningsvolymerna kan inte uppskattas. De höga halterna i grundvattnet nedströms doppningsplatsen i kombination med dricksvattenanvändningen och den misstänkta spridningen gör föroreningen allvarlig. Om denna grundvattenförorening är betydande, vilket i nuläget inte är känt, och spridning även sker idag kan det blir ett framtida problem för nedströms liggande dricksvattentäkter och utströmningsområden i samhället, där flera bostadshus är belägna. 14

Inga risker bedöms finnas när det gäller barkutfyllnaden. En viss påverkan kan konstateras dock av mindre allvarlig art. 9 SLUTSATSER OCH FÖRSLAG TILL ÅTGÄRDER 9.1 Saneringsbehov Saneringsbehovet bedöms inte vara akut när det gäller själva sågverkstomten. De höga halterna av dioxin i marken runt torkladan medför dock att försiktighetsprincipen bör beaktas vid arbeten i området. Dioxinet kommer inte att försvinna av sig självt. I nuläget är utbredningen av dioxinföroreningen okänd. Huruvida grundvattnet bör åtgärdas är inte möjligt att avgöra i dagsläget. Saneringsbehovet måste i detta fall styras av utbredningen av föroreningen, spridningshastigheten samt om spridning skett ned i berggrunden. 9.2 Övervakning eller behov av fortsatta undersökningar Något akut övervakningsbehov bedöms inte finnas, möjligen ska någon form av informationsinsats genomföras för att tydliggöra att torkladan och dess omgivningar är förorenade. Verksamheten runt ladan kan behöva styras eller på något sätt regleras. Däremot bedöms det angeläget att utföra en vidare undersökning av det förorenade området för att utreda omfattningen av föroreningarna och de faktiska riskerna med dessa. Fortsatta undersökningar bör fokuseras på att avgränsa dioxinföroreningen i plan och djup, bedöma hur allvarlig den är och bedöma hastigheten på eventuell spridning med grundvattnet. Detta kan komma att omfatta betydande grundvattenrörsättning i både jord och berg för att utreda om spridningen är så stor att föroreningarna påverkar eller kan komma att påverka närliggande brunnar eller mark med bostadsbebyggelse. Kostnaderna för detta är i dagsläget svåra att överblicka. Möjligen bör undersökningarna genomföras stegvis, där dioxinföroreningarnas utbredning kartläggs och avgränsas, samt att så kallade jord- och bergbrunnar installeras för att en omfattande geohydrologisk utredning vid behov skall kunna utföras. 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 15

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 16