Miljöteknisk markundersökning av den f d impregneringsplatsen vid Brattebergs såg, Finspångs kommun

Miljöteknisk markundersökning av den f d impregneringsplatsen vid Brattebergs såg, Finspångs kommun Envipro Miljöteknik AB Linköping 2004-12-03 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 BRATTEBERGS SÅG... 4 3 ADMINISTRATIVA UPPGIFTER... 5 3.1 OBJEKTETS LÄGE OCH NUVARANDE ANVÄNDNING... 5 3.2 FASTIGHETSÄGARE...5 3.3 TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 5 4 OMRÅDESBESKRIVNING... 5 4.1 BERGGRUND OCH TOPOGRAFI... 5 4.2 HYDROLOGI... 5 4.3 RECIPIENT OCH VATTENKONTROLL... 6 4.4 NATURMILJÖ... 6 5 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 6 5.1 PROVTAGNING... 6 5.1.1 Mark och sediment... 6 5.1.2 Grund- och ytvatten... 7 5.2 ANALYSER... 7 5.2.1 Mark och sediment... 7 5.2.2 Grund- och ytvatten... 7 6 RESULTAT... 7 6.1 ALLMÄNT OM RIKTVÄRDEN... 7 6.2 TILLÄMPNING AV RIKTVÄRDEN VID RISKBEDÖMNING... 9 6.3 MARK OCH SEDIMENT... 9 6.4 GRUND OCH YTVATTEN... 10 7 BESKRIVNING AV FÖRORENINGARNA... 11 7.1 PÅTRÄFFADE FÖRORENINGAR OCH DESS FARLIGHET... 11 8 UTVÄRDERING/RISKBEDÖMNING... 12 8.1 FÖRORENINGSBILD OCH SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR... 12 8.2 EXPONERINGSVÄGAR... 13 8.3 SAMLAD RISKBEDÖMNING... 13 9 SLUTSATSER OCH FÖRSLAG TILL ÅTGÄRDER... 13 9.1 SANERINGSBEHOV...13 9.2 ÖVERVAKNING ELLER BEHOV AV FORTSATTA UNDERSÖKNINGAR... 13 10 REFERENSER... 13 BILAGOR: 1 Fastighetskarta med provpunkter 2 Situationsplan över området med provpunkter 3 Provpunkternas koordinater 4 Borr-/provtagningsprotokoll 5 Analysprotokoll 6 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 Brattebergs såg i Regna, 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 Brattebergs såg syftade till att klarlägga förekomsten av eventuella föroreningar (främst klorfenoler), föroreningsnivå och spridningsförutsättningar i marken, yt- och grundvattnet, samt få en uppfattning om föroreningarnas utbredning i plan- och djupled och utifrån detta avgöra behovet av kompletterande undersökningar samt bedöma saneringsbehovet av fastigheten. I undersökningen ingick även att bekräfta eller förkasta närvaron av dioxiner inom området där doppningskaret varit placerat. Resultaten skulle därmed fungera som underlag för utförande av en uppdaterad riskklassning av objektet 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. 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, 3

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 kon-serveringen 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 Brattebergs såg När träskyddsbehandling genom doppning startade vid Brattebergs såg är oklart, men sannolikt skedde det före 1960-talet. Från 1969/1970 bedrevs impregnering genom doppning på en grusplan cirka tio meter från landsvägen mellan Vingåker och Igelfors. Dessförinnan hade doppning förekommit på en annan plats inom området, ett tiotal meter norr om den nya. Platsen är numera överbyggd. Som impregneringsmedel användes Servarex och Santobrite, med pentaklorfenol som verksam substans. Virket doppades ner i ett cirka (7 x 3 x 1,5) m 3 stort kar, lyftes upp och fick droppa av över karet innan 4

det lagrades för torkning utomhus. Under perioden 1970 1975 producerades omkring 10 000 m 3 virke per år. Doppningen skedde från midsommar och någon vecka framåt samt under augusti, september och oktober. Under perioden november juni sågades det mestadels timmer och resterande tid sysslade personalen med utlastning av virke. 1975 fylldes doppningskaret med impregneringsmedel för sista gången och något år senare lades verksamheten ned. 3 ADMINISTRATIVA UPPGIFTER 3.1 Objektets läge och nuvarande användning Den före detta impregneringsanläggningen vid Brattebergs såg, är belägen på fastigheten Bratteberg 1:17, cirka 600 meter nordväst om kyrkan i Regna, Finspångs kommun. Sågverksområdet har numera styckats upp på flera industrifastigheter, där huvuddelen av området används för virkes- och flishantering. Området som omfattas av undersökningen är cirka 4000 m 2. 3.2 Fastighetsägare Fastigheten är numera i privat ägo. 3.3 Tidigare utförda undersökningar Några tidigare undersökningar är inte utförda på fastigheten. 4 OMRÅDESBESKRIVNING 4.1 Berggrund och topografi Fastigheten omges av jordbruksmark och är belägen på gammal sjöbotten mellan skogspartierna norr respektive söder om Regna. Området sluttar svagt mot ett dike 20 30 meter norr om doppningsplatsen. Den jordart som dominerar i området är varvig silt, med lerskikt och inslag av postglacial lera i öster ut mot sjön Regnaren. Ytan och gårdsplanen är i olika omgångar utfylld med fyllnadsmaterial och grus ovanpå lerlagren. 4.2 Hydrologi Vid SMHI:s väderstation nr 9502 i Högsjö uppgår den referensnormala årsmedeltemperaturen till 5,9 C (SMHI, 1991). Årsmedelnederbörden är beräknad till 596 mm vid station nr 8553 i Regna. Denna nederbörd tillsammans med årsmedelavdunstningen på cirka 450 mm, enligt SMHI Hydrologi nr 49, lämnar ungefär 150 mm för möjlig grundvattenbildning (SMHI, 1994). Årsmedelavrinningen 5

för regionen redovisas i samma publikation ligga omkring 200 mm, varför värdet 175 l/mm bör väljas vid beräkning av möjlig grundvattenbildning inom området. 4.3 Recipient och vattenkontroll Närmaste recipient är det lokala grundvattnet, samt ett dike, som rinner, delvis kulverterat, genom norra delen av fastigheten och vidare till sjön Regnaren cirka 500 meter österut. Grundvattnets strömningsriktning vid impregneringsplatsen är sannolikt åt norr mot diket och sedan vidare österut mot Regnaren. 4.4 Naturmiljö Fastigheten är belägen precis öster om landsvägen mellan Igelfors och Vingåker och omges av åkermark, innan skogen tar vid både i norr och söder. 5 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 5.1 Provtagning Borrning, rörsättning och provtagning genomfördes den 29-30 juni, 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 och sediment Totalt skruvborrades tolv stycken, 2 2,7 meter djupa borrhål för provtagning. Borrhålen placerades i området där doppningskaret varit placerat (P1, P3 P6), på upplagsytorna (P7 P11), samt nedströms doppningsplatsen (P2 och P12), se kartan i bilagorna 1-3. En jordartsbestämning utfördes på jordproverna och samlingsprover togs ut 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. Den översta halvmetern i marken vid provpunkterna P1 och P3 P9 bestod av fyllnadsmassor, främst grusig sand. Fyllningen underlagrades av gyttjig lera, följd av torrskorpelera och silt ned till två meters djup. Vid P2 var marken uppfylld med sand och träflis de översta två metrarna ovanpå leran. Fyllningen i punkterna P9 P12 var något mäktigare och torrskorpeleran uppträdde först på ett djup om en meter. Från botten på diket, öster om gårdsplanen och byggnaden för virkesförvaring, togs ett sedimentprov för att undersöka eventuell föroreningsspridning via grundvatten eller ytvattenavrinning. Provet togs grävdes upp med spade från ett par punkter på botten i anslutning till kulvertens utlopp. 6

5.1.2 Grund- och ytvatten I provpunkterna P1 och P2 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 respektive 4,6 meter under marknivån. När flödena hade stabiliserats mättes grundvattennivåerna in 0,60 meter (P1) respektive 1,60 meter (P2) under markytan. Vattnet omsattes en gång, varefter prover togs upp med separata vattenhämtare för de båda rören och analyserades med avseende på ph och konduktivitet. Prover för metallanalys filtrerades genom 0,45 µm:s filter (för att undvika felanalys på grund av partiklar ) och skickades till laboratoriet. Prover för organisk analys lämnades ofiltrerade. Ett ytvattenprov togs i diket nedströms det undersökta området, i östra delen av fastigheten och strax efter kulverteringen. Alla grundvattenrör, samt övriga provpunkter, mättes in med en differentiell GPS för att möjliggöra bestämning av grundvattengradienter. Koordinaterna, som redovisas i bilaga 3, 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 700) för analys av metaller. Bestämningen 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 Servarex och Santobrite som impregneringsmedel för behandling av virket. De föroreningar som misstänks kunna härröra från impregneringsverksamheten och förekomma inom området är därför klorfenoler och dioxiner. Från provpunkterna valdes prover ut och skickades in till Analytica AB för analys enligt klorfenolpaketet OJ-7 (mono-, di-, tri-, tetra- samt pentaklorfenol) och dioxinpaketet OJ-22. Sedimentprovet från diket analyserade enligt paketet OJ-7. 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 P1 och P2, samt ytvattenprovet från diket 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) och klorfenolpaket OV-7 (mono-, di-, tri-, tetra- samt pentaklorfenol). 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: 7

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. 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 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. 8

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 impregneringsverksamheten ägde rum används idag för mindre industriell verksamhet, såsom virkeshantering och flisning. Närmaste bostadshus för permanentboende ligger 100 150 meter söder om och uppströms det före detta sågverket, varför Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig markanvändning (MKM) bör tillämpas. 6.3 Mark och sediment Resultaten från de kemiska analyserna visade på spår av klorfenoler i tre prover; P9:0,5-1, P12:1-1,3 och P4:0-0,5, där halterna av pentaklorfenol uppmättes till 0,042, 0,062 respektive 0,15 mg/kg TS. Dessa halter kan jämföras med Naturvårdsverkets generella riktvärde på 5 mg/kg TS för mindre känslig markanvändning. Samtliga resultat återfinns i bilaga 5. Två av jordproverna som togs i anslutning till doppningsplatsen analyserades med avseende på dioxiner. Resultaten redovisas i tabell 2 nedan. Baserat på halterna av varje enskild analyserad förening (kongen) beräknades de totala TCDD-ekvivalenterna. I denna beräkning viktas halterna för att ta hänsyn till varje enskild förenings toxicitet i relation till den mest toxiska varianten, 2,3,7,8- tetraklordibenzo-p-dioxin. I båda proverna påträffades dioxiner, men i låga halter och långt under Naturvårdsverkets generella riktvärde (TCDD-ekvivalenter) för mindre känslig markanvändning (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, som i flertalet prover var höga. Detta bedöms dock bero på instrumentets konstruktion och indikerar inte förekomst av kromhaltiga föroreningar. 9

Tabell 2: Sammanställning av resultaten från prover tagna vid Brattebergs såg 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 (MKM). Element [ng/kg TS] Riktvärde (MKM) P3: 0,4-1 P5: 0-0,5 TS [%] 81 90 2,3,7,8-tetraCDD <3 <1 1,2,3,7,8-pentaCDD 1,5 6,1 1,2,3,4,7,8-hexaCDD 2,6 46 1,2,3,6,7,8-hexaCDD 8,8 190 1,2,3,7,8,9-hexaCDD 2,7 64 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDD 290 3500 oktakloridbensdioxin 1600 15000 2,3,7,8-tetraCDF <1 <1 1,2,3,7,8-pentaCDF <2 0,97 2,3,4,7,8-pentaCDF <2 1,5 1,2,3,4,7,8-hexaCDF <0,53 3,8 1,2,3,6,7,8-hexaCDF 0,7 7,3 1,2,3,7,8,9-hexaCDF <3 <3 2,3,4,6,7,8-hexaCDF <3 4,8 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDF 17 170 1,2,3,4,7,8,9-heptaCDF <1,1 11 oktaklordibensfuran 18 210 TCDD-ekvivalenter 250 9,3 88 6.4 Grund och ytvatten Resultaten från metallanalyserna som utfördes på vatten från två grundvattenrör (P1 och P2) samt ett ytvattenprov från diket redovisas i tabell 3 nedan. Temperatur, ph och konduktivitet mättes i fält i samband med provtagningarna. Utifrån inmätta vattennivåer beräknades grundvattengradienten mellan punkterna P1 och P2 till -0,034, vilket visar på en grundvattenströmning i nordlig riktning. Inget av proverna uppvisar några höga metallhalter, utan värdena ligger under Livsmedelsverkets gränsvärden för dricksvattenkvalitet. Anmärkningsvärt är dock det, jämfört med en naturlig bakgrund, relativt höga arsenikvärdet i P2 (2,96 µg/l). Förklaringen är sannolikt den höga järnhalten som kan medföra en skenbar anrikning av arsenik. Metallhalterna ger inte skäl att misstänka att någon annan kemikalie, till exempel CCA-medel, använts vid objektet i någon större omfattning. Grundvattenproverna analyserades även med avseende på klorfenoler. Samtliga halter var mycket låga, under detektionsgränserna och visade därmed inte på någon förekomst och inte heller någon allvarlig spridning av föroreningen i fråga. 10

Tabell 3: Sammanställning av resultaten från prover tagna i två grundvattenrör (P1 och P2) samt ett ytvattenprov i diket vid Brattebergs såg och analyserade med avseende på metaller. I tabellen redovisas även Livsmedelsverkets hälsogränsvärden för dricksvatten. Element Enhet Riktvärden P1 P2 YV-dike GV-nivå m u my 0,61 1,62 Temp C 19,8 19,5 19,8 Kond µs/cm 6,6 6,5 7,0 ph 362 454 256 Ca mg/l 29,9 62,1 31,8 Fe mg/l 0,0097 23,5 0,411 K mg/l 4,97 11,1 4,55 Mg mg/l 13,8 6,64 4,18 Na mg/l 13 19,4 5,92 S mg/l 13,3 0,58 12,9 Si mg/l 8,97 8,95 7,16 Al µg/l 4,61 19,7 25,5 As µg/l 10 0,75 2,96 0,511 Ba µg/l 20 95,9 21,7 Cd µg/l 5 0,0537 0,0068 0,012 Co µg/l 2,16 0,707 0,102 Cr µg/l 50 0,0576 1,1 0,132 Cu µg/l 2000 2,22 0,868 1,56 Hg µg/l 1 <0,002 <0,002 <0,002 Mn µg/l 472 3420 4,17 Mo µg/l 1,06 2,06 0,527 Ni µg/l 50 12,6 1,53 3,17 P µg/l 9,49 132 19,9 Pb µg/l 10 0,0846 5,35 0,335 Sr µg/l 98,2 144 73,6 Zn µg/l 9,61 3,16 1,84 7 BESKRIVNING AV FÖRORENINGARNA 7.1 Påträffade föroreningar och dess farlighet De föroreningar som, i mycket liten omfattning, påträffades i samband med undersökningen var klorfenoler och dioxiner. Dessa härrör från impregneringen, där Servarex och Santobrite användes som träskyddsmedel. Föreningarnas farlighet bedöms som mycket hög enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 1999a). Nedan följer en kortfattad beskrivning av klorfenolers och dioxiners egenskaper och farlighet. 11

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. 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. 8 UTVÄRDERING/RISKBEDÖMNING 8.1 Föroreningsbild och spridningsförutsättningar Den primära recipienten är det lokala grundvattnet. Spridningsvägen för en förorening på platsen är således norrut i grundvattnets strömningsriktning. Spridningsförutsättningarna i fyllningen bedöms som goda och därmed finns det möjlighet för föroreningar att framförallt sprida sig till det närliggande diket. Spridningsförutsättningarna mot djupet bedöms dock som små på grund av den siltiga-leriga jordmånen (sjöbotten). Eftersom i stort sett inga föroreningar påträffades vare sig i jord eller i grundvatten bedöms föroreningsbilden på området inte vara aktuell att beskriva. Noterbart är dock att dioxinhalter över riktvärdet för känslig markanvändning (10 ng/kg TS) uppmättes. Halterna understeg emellertid tillämpliga riktvärden för pågående markanvändning på mindre känslig markanvändning (250 ng/kg TS). 12

8.2 Exponeringsvägar Eftersom inga föroreningar av betydande mängder eller koncentrationer påträffades vare sig i jord eller i grundvatten är möjliga exponeringsvägar i nuläget inte aktuella att beskriva. 8.3 Samlad riskbedömning Pentaklorfenol och dioxiner påträffades i låga halter i ett par av jordproverna från fastigheten. Föroreningsmängderna bedöms dock vara små och utbredningen begränsad, varför risken för omgivande hälsa och miljö i nuläget är liten. Om markanvändningen förändras betydligt, till exempel vid byggnation av bostäder, är det främst dioxin som bör beaktas. 9 SLUTSATSER OCH FÖRSLAG TILL ÅTGÄRDER 9.1 Saneringsbehov Eftersom undersökningen visade att de föroreningar som förekommer inte överskrider MKM-värdena och marken i dagsläget utnyttjas för industriella ändamål, föreligger inte något saneringsbehov av fastigheten. I god tid inför eventuella schaktningsarbeten på fastigheten bör samråd ske med tillsynsmyndigheten. 9.2 Övervakning eller behov av fortsatta undersökningar Något behov att övervaka eller ytterligare undersöka den aktuella fastigheten med anledning av den tidigare impregneringsverksamheten bedöms i nuläget inte finnas. Vid en förändring i markanvändningen bör dock halterna av dioxin beaktas, då några av proverna visar att halterna av dioxin överskrider det generella riktvärdet för känslig markanvändning. 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 13

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, Reerensnormaler, SMHI nr 81 SMHI, 1994, Sveriges vattenbalans, Årsmedelvärden 1961-1991 av Nederbörd, Avdunstning och Avrinning, SMHI nr 49 14