Området har sanerats i två omgångar 2002 och Inför, under och efter saneringarna har provtagning av området utförts.

2 Sammanfattning Bakgrund Skjutbanan vid Trumtorp i Eskilstuna avvecklades år 1968 och hade då varit i drift sedan början av 1900-talet. När skjutbanan togs ur drift spreds sanden som fanns i kulfången ut i terrängen. Sanden innehöll mycket höga halter av bly och även svampar, bär samt bäckvattenväxter har visat sig innehålla förhöjda halter av bly. Området har sanerats i två omgångar 2002 och 2010. Inför, under och efter saneringarna har provtagning av området utförts. Enligt brev från miljökontoret daterat 2014-08-13 (MMM-MRN.2004.468) bedöms underlaget vara för litet för att miljökontoret ska kunna yttra sig om vilka områden som kan komma att behöva åtgärdas samt hur en sådan åtgärd bör vara utformad. För en sådan bedömning krävs en riskbedömning och åtgärdsutredning redovisas för miljökontoret. Syftet med detta dokument är att redovisa en sådan riskbedömning. Uppdrag och syfte Uppdragets syfte är att utföra en riskbedömning utifrån tänkt markanvändning i Trumtorp (bostäder och grönområde). Riskbedömningen avgränsas till att omfatta de tungmetaller och PAH som har föroreningshalter över Naturvårdsverkets generella riktvärde för Känslig Markanvändning (KM). Förslag till platsspecifika riktvärden Tabell 1.1 Förslag till platsspecifika riktvärden för mark jämfört med generella riktvärden. Ämne Tidigare åtgärdsmål Generellt riktvärde KM (mg/kgts) PSRV1 Hela området, hela djupet (mg/kgts) PSRV2 Grönområde <1 m (mg/kgts) PSRV 3 Grönområde/Bostäder >1 m (mg/kgts Arsenik - 10 10 10 10 Bly 300/50 50 60 60 70 Kadmium - 0,5 0,70 0,70 1,2 Koppar 80 80 80 180 180 Kvicksilver - 0,25 0,30 0,30 0,35 Nickel 40 40 25 25 25 Zink 250 250 250 400 400 PAH L - 3 2,5 2,5 2,5 PAH M - 3 3,0 3,0 3,5 PAH H - 1 1,2 1,2 2,5 Sammanfattande riskbedömning Den främsta förorenaren är bly som förekommer främst ytligt men omblandning och övertäckning kan ha skett vid avetablering av skjutbanan samt och vid utförda sane-

3 ringar. Nu när området planeras att delvis ställas om från grönområde till bostadsområde är det främst exponeringsrisker för människor som har tillkommit då det tidigare var de då gällande generella riktvärden för MKM som var åtgärdsmålet. Tre PSRV har beräknats, PSRV1, PSRV2 och PSRV3. PSRV1 är de lägsta riktvärdena som tar hänsyn till riskerna för ytlig jord som är lätt att komma åt och har högt skyddsvärde för markmiljö. För PSRV2 har skyddet för markmiljön sänkts i den ytliga jorden i grönområdet baserat på att den nivån för markmiljöskydd som gällde vid den tidigare saneringen. I PRSV 3 har massorna även bedömts vara otillgängliga för människor under större delen av året. Om något eller några av dessa platsspecifika riktvärden kan appliceras på hela eller delar av området bör bedömas i en åtgärdsutredning och riskvärdering. En efterbehandling ska styras av risker, möjlig efterbehandlingsteknik och kostnader enligt vägledning från Naturvårdsverket. För den ytliga jorden begränsas blyhalten av intag av bly från andra källor än det förorenade området. För jorden som ligger på ett djup om 1 m från markytan är det skyddet för grundvattnet som blir styrande. Den största osäkerheten i beräkningen av platsspecifika riktvärdena ligger i arean på det förorenade området. Detta är styrande för skydd för grund- och ytvatten, genom att det är en stor yta som är påverkad på den aktuella platsen där det kan infiltrera mycket grundvattenbildande nederbörd. De generella riktvärdena baseras på ett område som är 50 x 50 m men de område som nu riskbedömts har antagits vara nästa 14 ggr större. Ytans storlek medför att övriga parametrar inte får någon större påverkan på PSRV för bly.

4 Innehåll 1 Inledning 5 2 Uppdrag och syfte 5 3 Objektbeskrivning 6 3.1 Allmänt 6 3.2 Styrande undersökningar och efterbehandlingar 6 3.3 Geologi och hydrologi 8 3.4 Byggnader 8 3.5 Övriga skyddsvärda samhällsintressen 9 3.6 Föroreningssituation 9 4 Åtgärdsmål 10 5 Konceptuell modell 10 6 Riskbedömning 12 6.1 Föroreningskälla 12 6.2 Skyddsobjekt 14 6.3 Spridningsvägar 18 7 Förslag till platsspecifika riktvärden 21 7.1 Avvikelser mellan PSRV och det generella riktvärdet för KM 21 8 Sammanfattande riskbedömning och osäkerheter 22 8.1 Bedömning av om betydande kunskapsluckor 22 8.2 Jämförelse mellan representativa halter och haltkriterierna 22 8.3 Styrande miljö- och hälsorisker och behov av riskreducering 22 8.4 Bedömning av osäkerheter 22 9 Sammanfattande riskbedömning 23 10 Referenser 24 Bilagor Bil 1 Uttagsrapporter

5 1 Inledning Skjutbanan vid Trumtorp i Eskilstuna avvecklades år 1968 och hade då varit i drift sedan början av 1900-talet. När skjutbanan togs ur drift spreds sanden som fanns i kulfången ut i terrängen. Sanden innehöll mycket höga halter av bly. Undersökningar visar att svampar, bär samt bäckvattenväxter innehåller förhöjda halter av bly. Området har sanerats i två omgångar 2002 och 2010. Inför, under och efter saneringarna har provtagning av området utförts. Enligt brev från miljökontoret daterat 2014-08-13 (MMM-MRN.2004.468) bedöms underlaget vara för litet för att miljökontoret ska kunna yttra sig om vilka områden som kan komma att behöva åtgärdas samt hur en sådan åtgärd bör vara utformad. För en sådan bedömning krävs en riskbedömning och åtgärdsutredning redovisas för miljökontoret. Syftet med detta dokument är att redovisa en sådan riskbedömning. 2 Uppdrag och syfte Structor Miljöteknik AB har på uppdrag av Eskilstuna Kommun, Camilla Björkman, utfört uppdatering av riskbedömning och beräkning av platsspecifika riktvärden. Uppdragets syfte är att utföra en riskbedömning utifrån två tänkta användningar av fastigheten (bostäder och grönområden). Riskbedömningen avgränsas till att omfatta tungmetaller som har föroreningshalter över Naturvårdsverkets generella riktvärde för Känslig Markanvändning (KM).

6 3 Objektbeskrivning 3.1 Allmänt Området Trumtorp sträcker sig över fastigheterna Tunafors 1:1 och Tunafors 1:128 i Eskilstuna kommun. I dag består område främst av skogsmark, se figur 3.1. Men under första halvan av 1900-talet, fram till ca 1968, användes området som skjutbana av skytteföreningar och vid provskjutning av vapen från Eskilstuna Gevärsfaktori och FFV. Inom det ca 8 ha stora skjutbaneområdet har det funnits minst sex skjutvallar. När skjutbanan togs ur drift spreds sanden som fanns i kulfången ut i terrängen. Figur 3.1 Flygfoto över centrala och östra Eskilstuna. Det aktuella området har ungefärligt markerats med rött. Eskilstunakartan Lantmäteriet MS2006/1416 3.1.1 Markanvändning Markanvändningen på fastigheterna är i dag skogsmark. Det planeras dock för byggnation av bostadshus i delar av grönområdet. Detta innebär även att de delar av området som inte bebyggs kommer bli mer lättillgängligt och sannolikt mer välbesökt. 3.2 Styrande undersökningar och efterbehandlingar Det har utförts många undersökningar i området men mellan 2002-05-14 till 2002-11-29 utfördes den första efterbehandlingen. Då röjdes vegetation i om-

7 rådet och det utfördes schaktsanering av jord och sediment. Vid denna efterbehandling nyttjades Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig markanvändning som mätbara åtgärdsmål. Innan, under och efter utförd efterbehandling utfördes en recipientkontroll i tre punkter i diken kring det förorenade området, se rapport Trumtorp Tunafors 1:28 Provtagning och utvärdering av ytvatten efter genomförd marksanering Kvartal 3 och 4 2008 (Structor Miljöteknik AB, 2009-01-03). Eftersom höga halter uppmättes i recipientkontrollen även efter utförd efterbehandling utfördes en uppföljande kontroll av kvarlämnade halter i mark och sediment, se rapport Trumtorps skjutbana, Eskilstuna Uppföljning av genomförd efterbehandling (Structor Miljöteknik AB, 2006-09-14). Resultatet visar att medelhalterna i de sanerade markområdena underskrider MKM förutom i ett område om 10m 2 med synliga kulrester. Sediment i dikena innehöll halter över MKM men det bedömdes inte vara den enda källa till de förhöjda halterna i recipientkontrollen. Under sommaren 2010 utfördes en kompletterande efterbehandling av diken och det område där det fanns synliga kulrester. Efterbehandlingens utförande och resultat redovisas i rapport Trumtorps fd skjutbana i Eskilstuna Kompletterande efterbehandling (Structor Miljöteknik AB, 2011-02-22). Under 2010 provtogs även en vall som fanns/finns längs infartsvägen. Undersökningen visade att vallen innehöll material med förhöjda halter metaller och PAH:er men att den var täckt med ett lermaterial som inte innehöll förhöjda halter. Resultaten redovisas i rapport Trumtorps fd skjutbana i Eskilstuna PM Miljökontroll av fyllnadsmassor i vall (Structor Miljöteknik AB, 2010-11-17) 2011 utfördes en förnyad provtagning i ett rutsystem om 25*25m rutor med en provpunkt i varje ruta. Proverna är uttaget på bedömd naturlig mark, dvs under de massor som påfördes i efterbehandlingen. Resultatet sammanställdes och en riskbedömning utfördes med avseende på att marken kommer används för bostadsändamål. Riskbedömningen visar på att det finns områden som är i behov av riskreduktion, se Trumtorps gamla skjutbana, Eskilstuna Riskbedömning för användning av mark för bostadsändamål (Structor Miljöteknik AB, 2011-07- 03). Efter att miljökontoret granskat riskbedömningen skickar de ett brev med frågor och vad de ser som kompletteringsbehov. Bland annat efterfrågas kompletterande provtagning kring ruta Å10. En kompletterande provtagning utfördes därför kring Å10 under 2012 och resultatet visar på att även området kring Å10 innehåller förhöjda halter bly, se rapport Trumtorps f.d. skjutbana i Eskilstuna Kompletterande markmiljöundersökning, område Å10 (Structor Miljöteknik AB, 2012-06-07). Under 2014 utfördes ytterligare kompletterande provtagning i området. Denna gång i ett område söder, dvs kring Odlarvägen, i och kring de skjutvallar som finns vid Å10 samt i del av motionsspåret, se rapport Trumtorps f.d. skjutbana i Eskilstuna Kompletterande markundersökning 2014 (Structor Miljöteknik AB). Rapporten visar på ett åtgärdsbehov kring K9-K10 samt Å10, åtgärdsbehovet bedömdes ej som akut.

8 3.3 Geologi och hydrologi Enligt den geotekniska undersökningen som redovisas i Trumtorp PM Geoteknik (Ramböll Sverige AB, 2014-08-27) är variationerna stora i området både avseende topografin och jordlagerförhållanden. Generellt anges att det finns en lågpunkt i området med höjd om ca +27. Kring lågpunkten i östlig, västlig och nordlig riktning finns höjdpartier med stigning om ca 10 m. I höjderna består jordlagren främst av friktionsjord. I områdets norra delar består jordlagren enligt den geotekniska undersökningen av 0,5-1 m lera som underlagras av 2-3m friktionsjord och därunder block eller berg. Även i de sydöstra delarna är mäktigheten på jordlagret litet, ca 1-2 m. I det låglänta området består jordprofilen av organiskt material, gyttja och lera och friktionsjord. Lerlagrets mäktighet varierar mellan 5-7 m. I den geotekniska undersökningen bedömdes grundvattenytan i det låglänta området vara i nivå med markytan. Det finns ett system av diken som avvattnar området. Dikena mynnar i Kalkbäcken som mynnar i Mälaren via Eskilstunaån. Enligt SGU:s brunnsarkiv finns inte några brunnar inom det aktuella området. De närmast brunnarna med okänd användning samt energibrunnar ligger ca på 500 m avstånd, se figur 3.3. Det bedöms inte finnas några dricksvattenbrunnar inom >900 m avstånd. I den geotekniska utredningen utfördes ingen bedömning av grundvattenströmningen. Denna är därför inte känd. Figur 3.2 Utdrag ur SGU:s brunnsarkiv 2015-09-23. Det aktuella området är ungefärligt markerade med rött. 3.4 Byggnader I området finns idag inga byggnader men det planeras för uppförande av ett antal bostadshus med varierande karaktär, dvs en blandning av flerbostadshus och småhus (ex. stadsvillor, parhus eller radhus).

9 3.5 Övriga skyddsvärda samhällsintressen Närmaste naturreservat, Vilsta, ligger över 1 km från området i sydvästlig riktning men bedöms ligga uppströms och med god marginal utanför påverkansområdet. Strax nordväst om exploateringsområdet finns två nyckelbiotopområden med hällmarksskog och direkt väster om området finns fornlämningar i form av en husgrund och hägn av sten. 3.6 Föroreningssituation I de utförda undersökningarna har det främst påträffats ytliga markföroreningar, i de översta decimetrarna. Markföroreningarna härstammar från det att skjutbanans avveckling då massorna från skjutvallarna spreds ut i terrängen och den främsta föroreningen är därför bly men i vissa punkter har även andra metaller och även PAH:er påträffats. Figur 3.2 visar en översiktlig bild av föroreningssituationen för bly inom det berörda området. Utöver detta finns farhågor från myndigheters sida om påverkan på markmiljön från järnvägstrafiken och banvallen som avgränsar området i söder. Föroreningar kopplade till järnväg är generellt föroreningar som härstammar från kreosot eller CCA-impregnerade slipers, bekämpningsmedel från ogräsbekämpning samt metaller och andra partiklar från inbromsande tåg. Banvallen bedöms ligga nedströms det aktuella området samt på ett sådant avstånd från det planerade bostadsområdet att påverkan på markmiljön från banvallen eller tågtrafiken inte är sannolik. Enligt hörsägen kommer en del av massorna i utfyllnaden kring pistolskyttevallen från när järnvägen byggdes ut. Eftersom det då inte fanns någon banvall i området bedöms dessa massor i så fall vara överskottsmassor av naturlig skogsmark. Pistolskyttevallen har även undersökts med avseende på metaller, olja och PAH där över 80% av utfyllnaden bedöms vara rena massor. Figur 3.3 Översiktlig bild över blyföroreningen i området.

10 4 Åtgärdsmål Det övergripande åtgärdsmålet för området är att de människor, vuxna och barn, ska kunna bo i området, ströva i den närliggande skogen och äta av bär och svamp utan att detta ska medföra någon oacceptabel risk. 5 Konceptuell modell I en konceptuell modell görs en kvalitativ beskrivning av möjliga föroreningskällor eller förorenade medier, exponerings- och spridningsvägar samt skyddsobjekt. Den konceptuella modellen för objektet sammanfattas med nedanstående figur 4.1 och i avsnitt 4.1-4.3. Figur 5.1 Schematisk skiss över den konceptuella modellen i området. Området delas av Odlarvägen och angränsar i söder till banvallen, golfbana i öster och fortsatt grönområde i norr och väster. Som beskrivits i kapitel 3 varierar topografin och jordlagerföljden i området. Den markyta som finns idag kommer inte heller sammanfalla med höjderna i den nya planen. I figur 5.1 är den befintliga marknivån ungefärligt skissad med de grön-, gul- och rödsträckade linjen, som symboliserar föroreningshalterna som redovisas i figur 3.3. Den planerade marknivån har sedan markerats med överkant på den beigeaktiga ytan. Den gråblå ytorna symboliserar de ytor som kommer schaktas ur i och med anläggningsschakt. Där den sträckade linjen ligger under den beigeaktiga ytan kommer det behöva tillföras massor för att jämna ut marknivån. Detta innebär att del föroreningar som finns kommer avlägsnas i anläggningsschakt medan andra delar kan komma att täckas över. I områden som idag är höglänta består den naturliga marken främst friktionsmaterial, sannolikt morän, ovan berg. I det mer låglänta området finns det områden med ett lerlager mellan ett lager med mycket organiskt material, torv, och moränen. I det låglänt området påträffades nivån för det ytliga grundvattnet strax under markytan. Området avvattnas av ett system av diken som mynnar i Kalkbäcken som mynnar i Eskilstunaån. I delar av området har en schaktsanering utförts och efter slutprovtagningen

11 återställdes området med rena fyllningsmassor på vissa delar, med en mäktighet om ca 0,1-0,2 m. Området har två framtida användningsområden, dels som bostadsområde samt dels som grön- och rekreationsområde. Detta medför att skyddsobjekten bedöms vara människor, barn och vuxna, som bor i området och besöker skogsområdet. Övriga skyddsobjekt bedöms vara grundvattnet, ytvattenrecipienten Kalkbäcken, strövande djur och markmiljön. Spridningsvägarna bedöms vara risk för utlakning och spridning till grund- och ytvatten, spridning med luften och i marken vilket kan medföra exponering av människor och djur.

12 6 Riskbedömning Riskbedömningen grundar sig på Naturvårdsverkets generella riktvärdesmodell. En risk uppstår när det finns en föroreningskälla som kan spridas till ett skyddsobjekt, som i sin tur kan påverkas negativt av denna spridning, se figur 6.1. Om någon av dessa delar saknas uppstår ingen risk. I avsnittet nedan beskrivs antaganden och avsteg som utförts gentemot den generella modellen. Skyddsobjekt Källa Risk Spridningsvägar Figur 6.1 En risk förekommer när en föroreningskälla finns och kan spridas till skyddsobjekt som kan ta skada. 6.1 Föroreningskälla Massorna med förhöjda halter av bly förekommer i vallar och i överytan på de områden som ej har sanerats. I de delar av markytan som sanerats kan förhöjda halter finnas kvar då det tidigare var det generella riktvärdet för MKM(300 mg/kgts) som gällde som åtgärdsmål. De sanerade ytorna har dock delvis täckts med återfyllnadsmassor med en mäktighet om ca 0,1-0,2 m. I figur 3.3 redovisas i vilka rutor á 25* 25 m som förhöjd halt över KM har påträffats. I tabell 6.1 redovisas den av Naturvårdsverkets bedömda farligheten för de påträffade ämnena. Tabell 6.1 Förekommande föroreningar. Låg Måttlig Hög Mycket hög Zink Koppar Arsenik Nickel Bly Kadmium Kvicksilver PAH

13 6.1.1 Avvikelse mot generella antaganden Områden som har föroreningshalter över KM har utifrån undersökningarna bedömts omfatta 56 rutor á 25 x 25m, dvs ca 35 000 kvm. Området är dock ej sammansatt utan rutorna med förorening är spridda över hela ytan, se figur 6.1. Mäktigheten på det de förorenade materialet bedöms vara litet och uppskattas till ca 0,2 m. Grundvattenytan antas i dag finnas i marknivå på vissa delar av området men generellt ligger vattennivån under massorna med förhöjda halter. Tabell 6.2 Avvikelser mot de generella antagandena. Indataparameter Generellt antagande KM Valt värde Bostäder /Grönområde Bredd på förorenat område tvärs grundvattenflödet [m] 50 187 Längd på förorenat område i flödesriktningen [m] 50 187

14 6.2 Skyddsobjekt 6.2.1 Grundvatten Grundvatten i området tas inte ut som dricksvatten eller används på annat sätt. Grundvattnet i området eller i närmaste omgivning är inte utpekat som skyddsområde för vattentäkt. I samband med den tidigare utredningen, inför saneringen 2002, beslutades saneringen skulle utföras till den dåvarande nivån för mindre känslig markanvändning. Exploateringen av området bedöms i sig inte medföra något högre skyddsbehov för grundvattnet. 6.2.1.1 Avvikelse mot generella antaganden Behovet av skyddat grundvatten har inte förändrats i och med exploateringen och därför bedöms antagandet som skydd enligt det generella antagandet för MKM fortfarande gälla. Detta medför dock endast en liten förändring i beräkningen av platsspecifika riktvärdena. Den slutliga bedömningen är därför att det generella antagandet för KM får gälla i denna bedömning trots att det är en överskattning av skyddsbehovet. Tabell 6.3 Skydd för grundvatten Indataparameter KM Valt värde Bostäder/Grönområde Avstånd till skyddat grundvatten [m] 0 0 6.2.2 Ytvatten Naturliga ytvatten består generellt av en blandning av regn-, smält- och grundvatten. Enligt Grip och Rodhe (1988) består vattnet i små skogsbäckar generellt av främst grundvatten. Det nu studerade området avvattnas främst genom anlagda diken och dessa bedöms främst innehålla vatten från nederbördstillfällen. Vattnet i dikessystemen bedöms inte direkt skyddsvärt men det kan fungera som en spridningsväg till Kalkbäcken eller Eskilstunaån som kan bedömas som skyddsvärda, detta bedöms i avsnitt 6.3.3. 6.2.2.1 Avvikelse mot generella antaganden Vattnet i dikena har ej bedömts skyddsvärt men däremot har vattnet i Kalkbäcken bedömts som möjlig skyddsobjekt. Flödena i Kalbäcken är inte kända och det har därför inte utförts någon belastningsberäkning utan det generella antagandet har därför fått kvarstå. 6.2.3 Markmiljö Markmiljösystemet är ett komplext system som påverkas av många faktorer. Tillgången på syre, vatten, kväve, kol samt jordens packningsgrad är exempel på parametrar som påverkar det markekologiska systemet. Föroreningar kan också påverka de marklevande mikroorganismerna. Inom ett bostadsområde och framförallt där grönytor ska anläggas är den övre markens skyddsvärde högt. Markekosystemets aktivitet sjunker med djupet i markprofilen. Markmiljön bedöms vara skyddsvärd i de delar av området där möjlighet ges att anlägga en grönyta och således ett fungerande ekosystem finns.

15 Markdjupets betydelse för den mikrobiella aktiviteten har beskrivits i ett flertal böcker och SGI har sammanfattat en del av dessa rapporter i Wermlandskajen WP1- Hållbart skydd av markmiljön Inverkan av markens uppbyggnad och djup (SGI, 2015-03-31). SGI anger i sin rapport att den största andelen av markmiljön återfinns i den översta metern jord. Utifrån detta bedöms det möjligt att sänka skyddet för markmiljön i det djupare lagren även i ett bostadsområde. I det tidigare saneringsskedet, 2002, beslutades att det var ett tillräckligt skydd för markmiljön med det generella antagandet för MKM. I de delar som ska bebyggas kommer delar av området försämras för markmiljön genom anläggande av byggnader och hårdgjorda ytor. För att se till att de ytor som kvarstår ska ha goda möjlighet för markmiljö bör skyddet för markmiljön vara hög, som det generella antagandet för KM. I det område där de även fortsättningsvis kommer vara grönområden bör dock det generella antagandet för markmiljön avseende MKM vara godtagbart även i fortsättningen. 6.2.3.1 Avvikelse mot generella antaganden Då det kan förekomma trädgårdsodlingar och grönytor i bostadsområdet har skyddet för markmiljön inte justerats för den översta metern i jordprofilen då det enligt Naturvårdsverkets vägledning anges att skyddsnivån ska vara hög för känslig markanvändning. För djupare jordlager, djupare än en meter, och i området där det inte kommer byggas har dock två separata antaganden utförts. I Naturvårdsverkets vägledning anges att man ogärna ska ändra göra en djupindelning av markmiljöskyddet. Därför har ett antagande satts till att hela ytan ska bedömas med ett markmiljöskydd motsvarande KM. Ett annat antagande är att skyddet för markmiljön kan sättas till det generella skyddet för MKM. Detta grundar sig bland annat i SGIs rapport som har öppnat för, att det är möjligt att ändå göra en djupindelning av markmiljöskyddet. Motivet att välja MKM är att den tidigare saneringen som utfördes använde MKM som åtgärdsmål för markanvändning grönområde/friluftsområde. Den planerade markanvändningen med grönområde och bostadsområde ställer inte högre krav på markfunktion i det djupare jordlagren enligt stöd från SGIs rapport. Båda dessa antaganden har använts i riskbedömningen. Tabell 6.4 Skydd för markmiljön på platsen. Indataparameter KM PSRV 1 Bostäder/Grönområde PSRV 2 Bostäder <1 m PSRV 3 Grönområde Bostäder >1m Skydd för markmiljön [%] 75 % 75 % 75 % 50% 6.2.4 Människor Människor kan exponeras för föroreningen i olika medium, jord, vatten, luft och intag av växter. I Naturvårdsverkets vägledning anges att risker ska bedömas både i ett kort och långsiktigt perspektiv. Exponering av människor bedöms dock enbart vara möjligt att bedöma utifrån gällande eller planerad detaljplan. I detta fall baseras därför exponeringsriskerna på att området används för bostäder samt grönområde. 6.2.4.1 Exponering av jord Människor bedöms kunna exponeras för jord via intag av jord, hudupptag och inandning av damm. Intag av jord styrs av ett antagande av hur mycket jord som fastnar på händer och dylikt och sedan överförs till munnen. Inandning av damm styrs av ett anta-

16 gande av hur stor del av dammängden i inom- och utomhusluften som består av förorenad jord. Båda dessa baseras enligt det generella antagandet för KM om en daglig exponering. De data för exponering via hudupptag som använts i NV:s modell är hämtad från USA där det har studerats hur mycket jord/damm som fastnar på huden vid olika aktiviteter. Det data som tillämpas av NV motsvarar den mängd jord som fastnar på huden när trädgårdsarbeten utförs eller vad som en person som arbetar med markarbeten utsätts för. Föroreningarna förekommer idag ytligt, men täcks generellt av växtlighet, mårskikt. På de delar som tidigare efterbehandlats kan det dock på vissa delar fortfarande finnas förhöjda halter under ett lager, ca 0,1-0,2 m, av återfyllnadsmassor. Området kommer, i och med exploateringen, att behöva jämnas ut topografiskt, vilket innebär att området delvis schaktas ur och delvis att området fylls ut med återfyllnadsmassor. Det bedöms dock ur ett långsiktigt perspektiv möjligt att de översta delarna av fyllningen blottläggs eller av misstag placeras högre upp i markprofilen i delar av området. Därav görs bedömningen att jord beläget från ytan ner till 1 meter under färdig marknivå ska möjliggöra en exponering för människor utan att medföra en oacceptabel hälsorisk. För jord djupare ner än 1 meter bedöms det som ytterst sällsynt att människor boende inom området kan bli exponerade för. Att exempelvis handgäva en grop om 1 meter är mycket arbetskrävande. Om familjer eller personer vill plantera större träd, gjuta plintar till altanen eller sitt staket sker ingen grävning djupare än 1 meter. Djupare schaktarbeten kan förekomma vid exempel reparationer av dag- avlopp eller vattenledningar. Detta bedöms inte medföra någon ökad exponeringsrisk eftersom dessa ledningsstråk kommer att anläggas nu, vid etableringen av bostadsområdet och därmed kommer rena massor att återföras till schakten. När reparationer sker i framtiden av dessa ledningar kommer schaktning ske i rena massor. Om nya ledningar anläggs inom icke sanerade områden kan en tillfällig exponering ske av de förorenade massorna. Sådana ledningsdragningsarbeten styrs dock ofta av riktlinjer i Anläggnings AMA 1 vilket kortfattat innebär att massorna ska läggas tillbaka på samman nivå som de schaktats. Risker för omblandning och exponering vid ledningsarbeten bedöms därför som små i området. 6.2.4.1.1 Avvikelse mot generella antaganden Jämfört med de generella antagandena (KM) har exponeringstiderna för barn och vuxna inte ändrats för den översta metern av jorden, varken för hudupptag, intag jord eller inandning damm. För den jord som finns djupare än 1 m antas kontakt med dessa massor bara ske vid schaktning med grävmaskin eller dylikt och det bedöms inte inträffa oftare än enstaka gånger per år. I riskbedömningen har antagandet satts till en exponeringstid för djupare massor om 14 dagar/år men de bedöms vara en kraftigt överskattad siffra. 1 Allmän material- och arbetsbeskrivning

17 Tabell 6.5 Exponeringsdata för exponering av jord. Indataparameter Generellt antagande KM Valt värde Bostäder/Grönområde <1 m Valt värde Bostäder/Grönområde >1 m Intag av jord Exponeringstid barn [d/år] Intag av jord Exponeringstid vuxna [d/år] Hudupptag Exponeringstid barn [d/år] Hudupptag Exponeringstid vuxna [d/år] Inandning damm Exponeringstid barn [d/år] Inandning damm Exponeringstid vuxna [d/år] 365 365 14 365 365 14 120 120 14 120 120 14 365 365 14 365 365 14 6.2.4.2 Exponering luft I exponering av luft bedöms riskerna för volatila föroreningar som kan förekomma i gasform i inomhus- och/eller utomhusluften. Delar av föroreningarna, PAH:er, kan förekomma i gasfas. Bly kan dock inte förekomma i gasfas under naturliga förutsättningar. 6.2.4.2.1 Avvikelse mot generella antaganden För exponering via inandning av ånga har de generella antagandena för KM använts. 6.2.4.3 Exponering dricksvatten Det finns inga vattenbrunnar inom det bedömda påverkansområdet och den planerade bostadsområdet kommer få sitt dricksvatten via det kommunala vattennätet. I ett överskådligt tidsperspektiv kommer det inte ske något dricksvattenuttag i området. Det bedöms inte heller möjligt att göra någon annan bedömning i ett längre tidperspektiv. Utifrån att det i delar av detta område bedöms vara ett litet jorddjup och inget skyddande lerlager över grundvattenakvifären bedöms det inte rimligt att anta att detta område någonsin kommer användas som dricksvattentäkt. 6.2.4.3.1 Avvikelse mot generella antaganden Det generella antagandet om intag av dricksvatten har inte tagits med i denna riskbedömning. 6.2.4.4 Exponering från växter och fisk Eftersom exploateringen har en uttalad idé om att fokusera på långsiktigt hållbara lösningar kan det bli aktuellt med mindre trädgårdsodlingar. För sådan typ av odling passar inte befintliga jordarter utan dessa kommer sannolikt schaktas ur och fyllas på med matjord. Det medför att riskerna för upptag av bly från intag av trädgårdsväxter blir lågt. Dock finns det en närhet till skogen och en undersökning som visar ett visst upptag av bly i växtlighet. Det erbjuds dock inga fiskemöjligheter i området. 6.2.4.4.1 Avvikelse mot generella antaganden Trädgårdsodlingar bedöms inte bidra till någon ökat intag av föroreningar eftersom all odling sannolikt kommer ske i ny påförd jord med goda egenskaper för odling. På grund av närheten till skogsområdet kommer dock inte det generella antagandet justeras för den ytliga jorden. I den djupare jorden antas ingen odling ske, men som säkerhets marginal har det generella intaget av växter bara halverats.

18 6.3 Spridningsvägar Föroreningar i mark sprids antingen vertikalt med tyngdlagen eller med vatten som spridningsmedium. Vanligast är att vatten på något sätt påverkar föroreningen och kan sprida den vidare. Föroreningen kan då spridas antingen löst i vattnet eller på partiklar som transporteras med vattnet. I avsnitten nedan beskrivs de olika spridningsförutsättningarna. 6.3.1 Lakbarhet och löslighet Två laktest har genomförts, enligt tvåstegs skaktest, på materialen i stora och lilla skjutvallen, längst öster ut i det undersökta området. Metoden innebär att jorden skakas först vid L/S 2 l/kg i 6 timmar varefter lakvattnet filtreras och analyseras. Sen görs en ny skakning med nytt vatten upp till L/S 10 i ytterligare 18 timmar. Resultatet redovisas som ackumulerad utlakad mängd av olika ämnen vid L/S 2 (0 2) och L/S 10 (2 10). Koncentrationen i lakvattnet vid låga L/S (t.ex. inom intervallet 0 0,1) erhålls alltså inte med denna metod. Skaktest brukar anses som ett förenklat laktest som är billigare och snabbare än perkolationstest. Många, men inte alla, processer som styr en förorenings fördelning mellan vatten och fast fas i marken är haltberoende, dvs. att en ökad halt i jorden även innebär en ökad halt i det vatten som är i kontakt med jorden och vice versa. Jämviktsförhållandet mellan halten i den fasta fasen och halten i lösningen kan beskrivas som en funktion, ofta kallad isoterm. Flera olika typer av isotermer kan användas, men den enklaste är den som antar ett linjärt förhållande mellan halten i den fasta fasen och halten i den lösta fasen. Kd-värdet beskriver förhållandet mellan halten av ett ämne i fast fas och halten i lösning (porvattnet) och har här definierats som: K d = halt i fast fas ( mg kg TS) halt i löst fas ( mg l ) De utförda laktesterna på området indikerar 3 gånger lägre utlakning än de generella antagandena om utlakning. Föroreningarna bedöms vara 50-70 år gammal och har åtminstone del av tiden legat öppet exponerat för regn och det som är mest lättillgänglig för lakning har sannolikt redan släppt från materialet. Därför kan resultatet från laktestet bedömas troligt. 6.3.1.1 Avvikelse mot generella antaganden Då det bara utförts 2 skaktest på materialet i området kommer inga platsspecifika Kdvärden beräknas utan de generella antagandena om Kd-värden nyttjas. Detta bedöms dock vara en överskattning av lakningen från området, utifrån utförda laktest, men kan ses som ytterligare en säkerhetsfaktor i modellen. 6.3.2 Spridning via grundvatten Grundvattensituationen är inte helt utredd i området. De geotekniska undersökningarna visar på att det i vissa punkter finns ett lerlager vilket tyder på att det kan finnas två grundvattenakvifärer, en ytlig och en djupare, men eftersom det inte finns lerlager på hela fastigheten antas dessa båda sammanfalla eller åtminstone kommunicera med varandra på delar av området.

19 De påträffade föroreningarna förekommer i huvudsak i fyllnadsmassorna som ligger ovan markvattenytan och spridningen förväntas ske genom den transport av infiltrerande regnvatten som bildar grundvatten. Mängden infiltrerande nederbörd bör minska genom att markytan hårdgörs genom byggnation av hus och asfalterade vägar. Den vegetation som finns i området idag minskar även mängden vatten som bildar grundvatten genom att ta upp vatten via rotsystemen. Metallföroreningarna i markvatten binds till olika typer av partiklar, tex lerpartiklar järnhyrdoxider eller organiskt material, eller är lösta dvs som fria, hydratiserade joner eller komplex. Mycket små partiklar kan röra sig i markmatrisen men främst genom av diffusion eller advektion och det är mycket långsamma processer. 6.3.2.1 Avvikelse mot generella antaganden Eftersom så mycket är okänt om grundvattenförekomsten och dess strömningsriktning har de generella antagandena fått gälla i denna riskbedömning. 6.3.3 Spridning till ytvatten och sediment I de kontrollmätningar som utfördes i diket till och med 2008 visade resultaten på fortsatta förhöjda halter i vattnet, därefter har det dock utförts en kompletterande schaktsanering i dikesfåran. Idag avleds vatten från området via ett dikessytem till Kalkbäcken som mynnar i Eskilstunaån. I och med att delar av området bebyggs och hårdgörs kommer nederbörden bilda ett dagvatten. Hur dagvattnet kommer hanteras i området är i dagsläget inte känt. I och med att området ska byggas med hållbara lösningar skulle detta kunna innebära ett lokalt omhändertagande av dagvattnet, dvs infiltration av eller anläggning av dagvattendammar. Utspädningsfaktor mellan porvatten och ytvatten kan beräknas som kvoten mellan den mängd vatten som årligen antas infiltrera över det förorenade området och den mängd vatten som årligen passerar ett närbeläget vattendrag eller sjö. 6.3.3.1 Avvikelse mot generella antaganden Då det inte är känt hur dagvattnet kommer hanteras bedöms det rimligt att behålla det generella antagandet om spridningsförutsättningarna till ytvatten. 6.3.4 Spridning till luft Spridning till luft sker främst genom bildning av gas som kan tränga in i byggnader eller spridas i utomhusluften. Bly, som är den främsta föroreningen i området, har ingen förmåga att bilda gasform under naturliga omständigheter. Dock är det i en av vallarna påträffats PAH:er som kan övergå i gasform. 6.3.4.1 Avvikelse mot generella antaganden Den förorening som påträffats i området, som kan gå i gasform är PAH:er. Denna förorenings förekomst är dock mycket begränsad i området. Ingen justering av det generella antagandet har utförts. 6.3.5 Spridning i mark Spridning i mark sker främst genom spridning av partiklar, damning, eller omblandning av djur. Eftersom stora delar av ytorna är beväxta med träd, gräs eller mossa bedöms riskerna för spridning med damm som låga. I och med exponeringen kommer sannolikt markmaterialen i ytan bytas ut mot andra material, grus, bär-lager, asfalt eller matjord, bedöms riskerna för dammbildning av förorenad jord vara fortsättningsvis låg.

20 Omblandning av jorden bedöms möjligt, av till exempel bökande klövdjur, men endast i den ytligaste metern. Det bedöms inte finnas risk för skred eller ras av massor. 6.3.5.1 Avvikelse mot generella antaganden Ingen parametrar har justerats trots att det bedöms vara en stor överskattning av risken. 6.3.6 Spridning frifas De påträffade föroreningarna av främst bly och andra metaller och PAH:er bedöms inte förekomma i frifas. 6.3.6.1 Avvikelse mot generella antaganden Risker för spridning i frifas har inte bedömts förekomma. 6.3.7 Spridning med växter I dagsläget finns det gott om växtlighet i området. I och med exploateringen kommer ytorna med växtlighet minska. Eftersom exploateringen har en uttalad idé om att fokusera på långsiktigt hållbara lösningar kan det bli aktuellt med mindre trädgårdsodlingar. För sådan typ av odling passar inte befintliga jordarter utan dessa kommer sannolikt schaktas ur och fyllas på med matjord. Det medför att riskerna för uttag av bly i trädgårdsväxter bli lågt. Undersökning av blyupptaget i växter i skogsområdet undersöktes 2011. Undersökningen visade att upptaget i växter inte direkt kan korreleras till halt i jord eller att vissa växter verkar ta upp mer eller mindre bly baserat på det underlag som undersökts. Undersökningen tyder dock på att upptaget i blåbärsris verkar vara relativt lågt jämfört med halten i jord på samma plats. De generella riktvärdena räknar med att allt bly i jorden är biotillgängligt för växter, dock bedöms resultatet visa att ingen särskild hänsyn till växtupptag krävs för området som helhet, trots att det kan vara fråga om ackumulationseffekt för t.ex. fräkenväxter. 6.3.7.1 Avvikelse mot generella antaganden Även om en undersökning av upptag av bly i växter har utförts i område bedöms underlaget inte vara tillräckligt för att justera de generella antagandena. 6.3.8 Nedbrytning och omvandling Metallföroreningarna på fastigheten kan inte brytas ner, men med tiden blir den mindre och mindre lakningsbenägen och riskerna för spridning minskar markant. Utifrån åldern och laktestet på den befintliga föroreningen bedöms den ha åldrats så mycket att spridningsriskerna bör vara låga.

21 7 Förslag till platsspecifika riktvärden Utifrån Naturvårdsverkets modell och med ovan angivna antaganden har platsspecifika riktvärden beräknats metallföroreningar och PAH:er i jord med avseende på två olika djupindelningar, se tabell 5.1. Beräkningarna bygger på de antaganden som angetts i avsnitt 6. Uttagsrapport från beräkningsprogrammet redovisas i bilaga 1. Tabell 7.1 Förslag till platsspecifika riktvärden för mark jämfört med generella riktvärden. Ämne Tidigare åtgärdsmål Generellt riktvärde KM (mg/kgts) PSRV1 Hela området, hela djupet (mg/kgts) PSRV2 Grönområde <1 m (mg/kgts) PSRV 3 Grönområde/Bostäder >1 m (mg/kgts Arsenik - 10 10 10 10 Bly 300/50 50 60 60 70 Kadmium - 0,5 0,70 0,70 1,2 Koppar 80 80 80 180 180 Kvicksilver - 0,25 0,30 0,30 0,35 Nickel 40 40 25 25 25 Zink 250 250 250 400 400 PAH L - 3 2,5 2,5 2,5 PAH M - 3 3,0 3,0 3,5 PAH H - 1 1,2 1,2 2,5 7.1 Avvikelser mellan PSRV och det generella riktvärdet för KM Endast ett fåtal parametrar har justerats utifrån det generella antagandena för känslig markanvändning. Det som antas ha haft störst effekt är justeringen av det förorenade områdets area, vilket innebär att den beräknade belastningen från området blir större. Detta har fått betydelsen att nickel har fått hårdare PSRV än det generella antagandet. I tabell 7.2 redovisas vilka parametrar som har varit styrande för de olika ämnena. Tabell 7.2 Styrande parametrar för beräknade riktvärden. Parametrar som har justerats i modellen har fetmarkerats i tabellen. Ämne KM PSRV1 Hela området, hela djupet (mg/kgts) PSRV2 Grönområde <1 m (mg/kgts) PSRV 3 Grönområde/Bostäder >1 m (mg/kgts) Arsenik Bakgrundshalt Bakgrundshalt Bakgrundshalt Bakgrundshalt Bly Intag av jord + exp. Intag av jord + exp. andra Intag av jord + exp. andra Skydd av grundvatten andra källor källor källor Kadmium Intag växter + exp. Intag växter + exp. andra Intag växter + exp. andra Skydd av ytvatten andra källor källor källor Koppar Skydd av markmiljö Skydd av markmiljö Skydd av ytvatten Skydd av ytvatten Kvicksilver Inandning ånga + exp. Inandning ånga + exp. Inandning ånga + exp. Inandning ånga + exp. andra källor andra källor andra källor andra källor Nickel Skydd av grundvatten Bakgrundshalt Bakgrundshalt Bakgrundshalt Zink Skydd av markmiljö Skydd av markmiljö Skydd av grundvatten Skydd av grundvatten PAH L Skydd av markmiljö Skydd av grundvatten Skydd av grundvatten Skydd av grundvatten PAH M Inandning av ånga Inandning av ånga Inandning av ånga Inandning av ånga PAH H Intag av växter Intag av växter Intag av växter Skydd av grundvatten

22 8 Sammanfattande riskbedömning och osäkerheter 8.1 Bedömning av om betydande kunskapsluckor Utifrån att det inte finns någon detaljplan ännu är det inte helt fastställt vilken typ av bostadsområde som kommer uppföras. Det har bland annat betydelse för behovet av anläggningsschakt. Om stora delar av område ändå ska schaktas ur ner till berg kommer det förorenade området att minska, vilket kommer ha betydelse för föroreningens belastning på påverkansområdet. 8.2 Jämförelse mellan representativa halter och haltkriterierna Vid tre olika provtagningstillfällen har stickprover tagits ut i den övre metern som fått representera en yta om 25 x 25 m. Av dessa ca 180 stickprov har ca 144 st analyserats på laboratorium. Av dessa analysresultat är det 44 st som överskrider PSRV <1 m för bly. Utöver dessa områden tillkommer en del vallar som finns kvar i området som behöver riskreduceras. 8.3 Styrande miljö- och hälsorisker och behov av riskreducering Det finns behov av riskreducering på fastigheterna i den befintliga ytliga jorden samt i kvarvarande vallar. Hur riskreduceringen utformas får dock utredas vidare i en riskvärdering och åtgärdsutredning.. 8.4 Bedömning av osäkerheter I beräkningen av de platsspecifika riktvärdena blir det små skillnader mellan blyhalterna i PSRV1-2 och PSRV3. Styrande för det PSRV 3 är grundvatten och den styrs i sin tur av beräkning av belastningen av området till grundvattnet. Det är således områdets storlek som styr riktvärdet för bly i PSRV3. I riskbedömningen har alla delytor som innehåller halter över KM summerats och arean har sedan delats upp i två lika stora vektorer som förts in i beräkningsmodellen. Detta ger att området beräknas som en stor sammanhängande yta som ger belastning i samma del av grundvattenakvifären, trots att det i verkligheten är utspridda fläckar som innehåller förhöjda halter. Detta är ett knepigt resonemang. Om området i stället hade delats in i flera delområden som riskbedömts separat, vilket kan jämföras med flera avstyckade fastigheter i ett kvarter med liknande föroreningssituation, hade PSRV för bly blivit betydligt högre trots att de också påverkar samma akvifär. De två laktest som utförts på material från området visar även på lägre lakningsbenägenhet än de generella riktvärdena. Sannolikt betyder detta att PSRV3 i alla fall inte underskattar riskerna för grundvattnet, utan snarare överskattar.

23 9 Sammanfattande riskbedömning Den främsta förorenaren är bly som förekommer främst ytligt men omblandning och övertäckning kan ha skett vid avetablering av skjutbanan samt och vid utförda saneringar. Nu när området planeras att delvis ställas om från grönområde till bostadsområde är det främst exponeringsrisker för människor som har tillkommit då det tidigare var de då gällande generella riktvärden för MKM som var åtgärdsmålet. Tre PSRV har beräknats, PSRV1, PSRV2 och PSRV3. PSRV1 är de lägsta riktvärdena som tar hänsyn till riskerna för ytlig jord som är lätt att komma åt och har högt skyddsvärde för markmiljö. För PSRV2 har skyddet för markmiljön sänkts i den ytliga jorden i grönområdet baserat på att den nivån för markmiljöskydd som gällde vid den tidigare saneringen. I PRSV 3 har massorna även bedömts vara otillgängliga för människor under större delen av året. Om något eller några av dessa platsspecifika riktvärden kan appliceras på hela eller delar av området bör bedömas i en åtgärdsutredning och riskvärdering. En efterbehandling ska styras av risker, möjlig efterbehandlingsteknik och kostnader enligt vägledning från Naturvårdsverket. För den ytliga jorden begränsas blyhalten av intag av bly från andra källor än det förorenade området. För jorden som ligger på ett djup om 1 m från markytan är det skyddet för grundvattnet som blir styrande. Den största osäkerheten i beräkningen av platsspecifika riktvärdena ligger i arean på det förorenade området. Detta är styrande för skydd för grund- och ytvatten, genom att det är en stor yta som är påverkad på den aktuella platsen där det kan infiltrera mycket grundvattenbildande nederbörd. De generella riktvärdena baseras på ett område som är 50 x 50 m men området som nu riskbedömts har antagits vara nästan 14 ggr större. Ytans storlek medför att övriga parametrar inte får någon större påverkan på PSRV för bly.

24 10 Referenser Grip, H., Rodhe, A. (1988) Vattnets väg från regn till bäck. ISBN 91 7382 6359 NATURVÅRDSVERKET (2002): Bedömningsgrunder för miljökvalitet Metodik för inventering av förorenade områden. NV rapport 4918, Stockholm. NATURVÅRDSVERKET (2006) Laktester för riskbedömning av förorenade områden NATURVÅRDSVERKET (2009a): Riktvärden för förorenad mark. NV rapport 5976, Stockholm NATURVÅRDSVERKET (2009b): Riskbedömning av förorenade områden. NV rapport 5977, Stockholm. SGI (2015) Wermlandskajen. WP1- Hållbart skydd av markmiljön Inverkan av markens uppbyggnad och djup. Diarienummer1309-0563

Bilaga 1 Bil 1 Uttagsrapporter

2015-09-30, kl. 16:18 Uttagsrapport Eget scenario: PSRV1 Naturvårdsverket, version 1.00 Generellt scenario: KM Beskrivning Trumtorp, Beräknade riktvärden Ämne Riktvärde Styrande för riktvärde Kommentarer (obl = obligatorisk, frv = frivillig) Arsenik 10 mg/kg Bakgrundshalt Bly 60 mg/kg Intag av jord + exp. andra källor Kadmium 0,70 mg/kg Intag växter + exp. andra källor Koppar 80 mg/kg Skydd av markmiljö Kvicksilver 0,30 mg/kg Inandning ånga + exp. andra källor Nickel 25 mg/kg Bakgrundshalt Zink 250 mg/kg Skydd av markmiljö PAH L 2,5 mg/kg Skydd av grundvatten PAH M 3,0 mg/kg Inandning av ånga PAH H 1,2 mg/kg Intag av växter Avvikelser i scenarioparametrar Eget scenario Generellt scenario PSRV1 KM Intag av dricksvatten beaktas ej beaktas Inget uttag av dricksvatten sker inom området (obl) Längd på förorenat område 187 50 m Arean av summan av förorenade rutorna (obl) Bredd på förorenat område 187 50 m Arean av summan av förorenade rutorna (obl) Avvikelser i modellparametrar Eget värde Standardvärde Inga avvikelser i modellparametrar. - - Egendefinierade ämnen Inga egendefinierade ämnen används. PSRV1 sida 1 Blad Uttagsrapport

2015-09-30, kl. 16:19 Uttagsrapport Eget scenario: PSRV2 Naturvårdsverket, version 1.00 Generellt scenario: KM Beskrivning Trumtorp, Område : Grönområde ytligt Beräknade riktvärden Ämne Riktvärde Styrande för riktvärde Kommentarer (obl = obligatorisk, frv = frivillig) Arsenik 10 mg/kg Bakgrundshalt Bly 60 mg/kg Intag av jord + exp. andra källor Kadmium 0,70 mg/kg Intag växter + exp. andra källor Koppar 180 mg/kg Skydd av ytvatten Kvicksilver 0,30 mg/kg Inandning ånga + exp. andra källor Nickel 25 mg/kg Bakgrundshalt Zink 400 mg/kg Skydd av grundvatten PAH L 2,5 mg/kg Skydd av grundvatten PAH M 3,0 mg/kg Inandning av ånga PAH H 1,2 mg/kg Intag av växter Avvikelser i scenarioparametrar Eget scenario Generellt scenario PSRV2 KM Intag av dricksvatten beaktas ej beaktas Inget dricksvattenuttag sker eller planeras ske. (obl) Längd på förorenat område 187 50 m Bedömning av yta med halter över de generella riktvärdena för KM (obl) Bredd på förorenat område 187 50 m Bedömning av yta med halter över de generella riktvärdena för KM (obl) Skydd av markmiljö MKM-värde KM-värde Kommentar saknas! Avstånd till skyddat grundvatten 0 0 m Grundvattenskyddet bedöms likvärdigt med det generella antagande för MKM (frv) Avvikelser i modellparametrar Eget värde Standardvärde Inga avvikelser i modellparametrar. - - Egendefinierade ämnen Inga egendefinierade ämnen används. PSRV2 sida 1 Blad Uttagsrapport

2015-09-30, kl. 16:28 Uttagsrapport Eget scenario: PSRV3 Naturvårdsverket, version 1.00 Generellt scenario: KM Beskrivning Trumtorp, Område : Bostäder och grönområden djuptliggande jord Beräknade riktvärden Ämne Riktvärde Styrande för riktvärde Kommentarer (obl = obligatorisk, frv = frivillig) Arsenik 10 mg/kg Bakgrundshalt Bly 70 mg/kg Skydd av grundvatten Kadmium 1,2 mg/kg Skydd av ytvatten Koppar 180 mg/kg Skydd av ytvatten Kvicksilver 0,35 mg/kg Inandning ånga + exp. andra källor Nickel 25 mg/kg Bakgrundshalt Zink 400 mg/kg Skydd av grundvatten PAH L 2,5 mg/kg Skydd av grundvatten PAH M 3,5 mg/kg Inandning av ånga PAH H 2,5 mg/kg Skydd av grundvatten Avvikelser i scenarioparametrar Eget scenario Generellt scenario PSRV3 KM Intag av dricksvatten beaktas ej beaktas Inget dricksvattenuttag sker eller planeras ske. (obl) Exp.tid barn - intag av jord 14 365 dag/år Antagen exponeringstid för djupschaktning, djupare än 1 m. (obl) Exp.tid vuxna - intag av jord 14 365 dag/år Antagen exponeringstid för djupschaktning, djupare än 1 m. (obl) Exp.tid barn - hudkontakt jord/damm 14 120 dag/år Antagen exponeringstid för djupschaktning, djupare än 1 m. (obl) Exp.tid vuxna - hudkontakt jord/damm 14 120 dag/år Antagen exponeringstid för djupschaktning, djupare än 1 m. (obl) Exp.tid barn - inandning av damm 14 365 dag/år Antagen exponeringstid för djupschaktning, djupare än 1 m. (obl) Exp.tid vuxna - inandning av damm 14 365 dag/år Antagen exponeringstid för djupschaktning, djupare än 1 m. (obl) Andel växter från odling på plats 0,05 0,1 - Få växter har upptag från jord på 1 m djup. (obl) Längd på förorenat område 187 50 m Bedömning av yta med halter över de generella riktvärdena för KM (obl) Bredd på förorenat område 187 50 m Bedömning av yta med halter över de generella riktvärdena för KM (obl) Skydd av markmiljö MKM-värde KM-värde Markmiljöskyddet bedöms likvärdigt med det generella antagande för MKM (obl) Avstånd till skyddat grundvatten 0 0 m Grundvattenskyddet bedöms likvärdigt med det generella antagande för MKM (frv) Avvikelser i modellparametrar Eget värde Standardvärde Inga avvikelser i modellparametrar. - - Egendefinierade ämnen Inga egendefinierade ämnen används. PSRV3 sida 1 Blad Uttagsrapport

BILAGA 2 Trumtorp Uppskattning av områdets massbalans Trumtorp PM Uppskattning av områdets massbalans 1 Inledning Ett detaljplanearbete för omställning till bostadsområde pågår i delar av det gamla skjutbaneområdet i Trumtorp i Eskilstuna. I samband med detta har miljökontoret i Eskilstuna kommun, som är tillsynsmyndighet, begärt en förnyad riskbedömning och åtgärdsutredning för området. Som underlag för en åtgärdsutredning har frågan om massbalans för området diskuterats. I exploateringsområdet kommer det att kunna finns två typer av schakt, anläggningsschakt och saneringsschakt. Anläggningsschakten utförs oavsett föroreningsgrad på massorna och i det fallet gäller endast klassning av massor för fortsatt hantering. Massor från anläggningsschakt bedöms kunna klassas så att de delvis kan återanvändas som fyllning inom området. Om det efter anläggningsschakten kvarstår förorenade massor som behöver åtgärdas blir det en saneringsschakt. För bedömning av kostnader för olika alternativ krävs en bedömning och beräkning hur stor mängd schaktmassor det kan bli frågan om. 2 Utförande Kartunderlag med den befintliga markens topografi samt höjdkurva för den planerade vägen på området användes som utgångspunkt för att dela in området Trumtorp i mindre delområden, kvartersmark. Indelningen baserades på den planerade markanvändningen, tomter och byggnader, eller den befintliga markens topografi. Inom varje delområde genomfördes sedan en översiktlig uppskattning av höjdnivån för den planerade markanvändningen i förhållande till den befintliga marknivån. Uppskattningen av den planerande markanvändningen baserades på den planerade vägens höjdkurva. På delområden som omges av väg i flera riktningar uppskattades en lutning www.structor.se ESKILSTUNA: Bruksgatan 8b, 632 20 Eskilstuna Tel: 016-10 07 60 VÄSTERÅS: Norra Källgatan 17, 722 11 Västerås Tel: 021-81 45 40 ÖREBRO: Ribbingsgatan 11, 703 63 Örebro Tel: 019-601 44 55 Säte i Eskilstuna Org.nr: 556622-0736 E-post: fornamn.efternamn@structor.se

2 anpassad för båda vägarna och ett genomsnittligt värde antogs för delområdet. Inom de delområden som angränsar till en väg i endast en riktning anpassades lutningen efter vägen och den befintliga markens naturliga lutning. Beräkningen av höjdskillnaden inkluderar inte något extra schaktdjup inför etablering av väg, tomt eller byggnad. Om den befintliga marken är högre än nivån för den planerade markanvändningen betecknas delområdet som yta där massorna behöver schaktas bort inför en etablering. Om den befintliga marken är lägre betecknas delområdet som en utfyllningsyta. Utanför samtliga delområden beräknas en buffertzon på 20 meter för att anpassa marken som ska etableras till den angränsande befintliga marken. Höjdskillnaden uppskattas efter angränsande marknivåer på samma sett som tidigare. Utifrån kartunderlaget beräknades arean av respektive delområde samt buffertzon och med hjälp av den beräknade höjdskillnaden beräknades volymen schaktmassa eller utfyllnad. För att få en uppfattning av massbalansen på området jämfördes den totala beräknade utfyllnadsvolymen med den totala beräknade volymen schaktmassor. Vid en tidigare markundersökning har områdets delats in i rutor som beskriver den aktuella föroreningssituationen inom varje yta. Genom att kombinera denna information med områdets indelning kan föroreningssituationen inom varje delområde bedömas. 3 Resultat Den uppskattade höjdskillnaden mellan befintlig mark och nivån för den planerade markanvändningen för respektive delområde illustreras i figur 6-1, samt i detalj i bilaga 1. Höjdskillnaden anges som negativ om den befintliga marknivån är lägre och positiv om den befintliga marknivån är högre än nivån för den planerade markanvändningen. Figur 3-1 Områdets indelning och respektive delområdes höjdskillnad (m), area(m 2 ) och volym (m 3 ). Planlagda delområden är markerad med orange för positiv och gul för negativ höjdskillnad. Buffertzonen är markerad med mörkblå för positiv och ljusblå för negativ höjdskillnad. Trumtorp Uppskattning av områdets massbalans

3 Den översiktliga beräkningen av delområdenas schaktvolym eller utfyllnadsvolym ger en uppskattning av den totala massbalansen inom området. Schaktvolymen uppskattas till = 82 000 m 3 och utfyllndasvolymen uppskattas till 37 000 m 3. Detta beskriver massbalansen utan inverkan från föroreningar i området. För att uppskatta föroreningsbelastningen i respektive delområde har resultatet av markundersökningen genomförd år 2014 använts som presenteras i figur 6-2. Figur 3-2 Resultatet av markprovtagning genomför 2014. Ytor som är markerade med grönt ska enligt den tidigare markundersökningen inte innehålla blyhalter som överstiger riktvärdet för KM, det betyder halter under 50 60 mg/kg TS. Ytor som är markerade med gult är har påvisade blyhalter mellan riktvärdet för KM och MKM, 60 300 mg/kg TS. Om blyhalten vid markundersökningen översteg riktvärdet för MKM, 300 mg/kg TS är ytan markerad röd. De delar som inte har undersökts på grund av att det bedömts vara utanför området eller att det var mest sten eller berg som inte gick att provta är markerade svart. Resultatet av markundersökningen genomförd 2014 i kombination av områdets uppdelning presenteras i figur 6-3. Trumtorp Uppskattning av områdets massbalans

4 Figur 3-3 Reultat av markundersökningen genomför 2014 kombinerad med indelningen av området. Endast gula och röda rutor finns markerade. Utifrån de sammanfogade resultaten kan föroreningssituationen i varje respektive delområde bedömas. Om föroreningssituationen varierar betydande inom ett delområde har detta delats ytterligare. De delar som inte är provtagna och har en okänd föreningssituation är inte inkluderade. De delområden som enligt beräkningar och bedömning av kartunderlag har en negativ höjdskillnad och behöver fyllas upp samt deras respektive föroreningssituation illustreras i figur 6-4. Figur 3-4 Utfyllnadsområden som har blyhalter under KM (50 mg/kg TS) är markerade med grönt, blyhalter mellan KM och MKM (300 mg/kg TS) är markerade med gult och blyhalter över MKM är markerade med röd. Delområden som har okänd föroreningsituation och delområden med positiv höjdskillnad är markerade med grått. Trumtorp Uppskattning av områdets massbalans

5 De delområden där markundersökning utförts och som enligt beräkningar och bedömning av kartunderlag har en positiv höjdskillnad samt deras föroreningssituation illustreras i figur 6-5. Figur 3-5 Schaktmassor som har blyhalter under KM är markerade med grönt, blyhalter mellan KM och MKM är markerade med gult och blyhalter över MKM är markerade med röd. Delområden som har okänd föroreningsituation och delområden med negativ höjdskillnad är markerade med grått. Trumtorp Uppskattning av områdets massbalans