Sweco Environment AB. Org.nr säte Stockholm Ingår i Sweco-koncernen

ra04s 2010-12-15 RAPPORT SGU Hagforstvätten, Huvudstudie Uppdragsnummer 133.1178 000 Huvudstudie Karlstad Sweco Environment AB Karlstad Jan Nilsen 1 (93) Sweco Kanikenäsbanken 10 Box 385, 651 09 Karlstad Telefon 054-14 17 00 Telefax 054-14 17 01 www.sweco.se Sweco Environment AB Org.nr 556346-0327 säte Stockholm Ingår i Sweco-koncernen Jan Nilsen Telefon direkt 054-14 17 15 Mobil 0705-14 17 15 jan.nilsen@sweco.se Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 2 (93) RAPPORT 2 01 3-01- 25 Hu vu d st udi e HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 SAMMANFATTNING F.d. Hagforstvätten, Huvudstudie Sweco har på uppdrag av SGU sammanfattat tidigare utförda utredningar vid Hagforstvätten samt utfört kompletterande utredningar angående förorening med tetrakloreten (PCE) i mark och grundvatten för att sammanställa en huvudstudie enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual. I Hagfors i Värmland har staten i form av Förenade fabriksverken (FFV) bedrivit kemtvätt mellan 1970 och 1979. Därefter har Värmlands Tvätteri Industri AB bedrivit kemtvätt mellan 1979 och 1989. Slutligen hade Landstinget i Värmland kemtvätten mellan 1989 och 1993 då det lades ner. Ansvarsutredning Länsstyrelsen har genomfört en ansvarsutredning 2003 som reviderades 2004. Ansvaret fördelas enligt följande: FFV-tvätten ca 35 %, Värmlands Tvätteri Industri AB ca 60 % och Landstingstvätten ca 5 %. Landstinget anses ha fullgjord sin del av ansvaret genom de undersökningar och den sanering de utfört 1995/96. Värmlands Tvätteri Industri AB har gått i konkurs. Den statliga myndigheten FFV upphörde 1990. Den statliga delen av ansvaret för föroreningen hanteras därför av SGU. Utredningar I de första utredningarna, som gjordes 1993, konstaterades att jorden under tvätteriet var förorenad med tetrakloreten (PCE). Utredningarna följdes av ett par efterbehandlingsåtgärder i direkt anslutning till tvätteribyggnaden, den första i form av markventilering (1996), den andra i form av termisk avdrivning med hjälp av ånginjektion. Åtgärderna var framgångsrika och resulterade i att sammanlagt ca 7 ton PCE blev omhändertagna. Efterbehandlingsåtgärdernas syfte var att säkerställa inomhusmiljön i tvätteribyggnaden där RAPPORT 2 01 3-01- 25 Hu vu d st udi e HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE det bedrevs svetsverksamhet. Avancerad svetsning i kombination med PCE kan medföra att fosgen, en stridsgas som förstör lungorna, bildas. Den förorening i grundvattenzonen, som varit känt sedan 1994, behandlades inte. Avgränsning av källor och plym Sweco har därefter genomfört ett antal utredningar, dels av föroreningssituationen i grundvattnet, dels av föroreningssituationen i jord med syfte att avgränsa källorna och plymerna. I utredningarna har det dels utförts seismik för att få en bättre bild av jordlager och bergtopografi. Det har vidare utförts ett stort antal sonderingar med Membrane Interphase Probe (MIP) och ett antal grundvattenrör med filter i flera nivåer har satts och provtagits. I samband med sättningen av ett antal av grundvattenrör har borrningen utförts med Sonic borrning vilket medfört att en kontinuerlig borrkärna har uttagits. Det har i samband med borrningarna även satts ett antal porluftspetsar på olika nivåer. Ett stort antal grundvattenprov har analyserats samt ett antal jord- och porgasprov. I de hus som berörs av huvudkällan och dess plym har det utförts provtagning av inomhusluften. Slutligen har det i två omgångar utförts passiv provtagning under ett år av halterna i Örbäcken. Resultat Det har konstaterats en stor förorening i jord vid huvudkällan (Figur 1). Figur 1: Bild av föroreningsplym 3 (93) Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 SAMMANFATTNING Bedömningsvis finns det 20 30 ton PCE i källan, dels över, dels under grundvattenytan. Jordlagren strax nedanför tvätten utgörs till stor del av kropp med silt/lera som sannolikt bildats i en dödisgrop i Hagforsåsen. Det bedöms att den fria fas som har läckt ner till grundvattenmagasinet vid tvätten och som har funnits i högpermeabla lager - till stor del har sköljts bort. En betydande andel har dock diffunderat in i de lågpermeabla lagren där residual PCE bedöms finnas (Figur 2). PCE kommer under lång tid återdiffundera tillbaka till grundvattnet i högpermeabla lager och på så sätt hålla föroreningskoncentrationen i plymen uppe. Figur 2: Föroreningsspridning från huvudkälla I plymen är det i medel en halt PCE på ca 1 600 µg/l och mängden beräknas vara ca 250 kg PCE. I den sekundära källan bedöms endast en mindre andel förorening finnas ovan grundvattenytan. Fri fas har sjunkit från dagvattenledningens mynning och spridits främst på bergytan i sydvästlig riktning (Figur 3). I den sekundära källan har fri fas konstaterats. Mängden PCE i källan bedöms uppgå till ca 10 ton, mera om mängden fri fas är stor. I plymen är det i medel en halt PCE på ca 11 000 µg/l och mängden beräknas vara ca 650 kg PCE. Till Örbäcken läcker det årligen ut ca 130 kg PCE Figur 3: Föroreningsspridning från den sekundära källan. Riskbedömning Utifrån uppmätta halter i grundvatten och ytvatten bedöms risker kunna föreligga för att ekosystemet i Örbäcken påverkas av utläckaget. Intag av det förorenade grundvattnet i form av dricksvatten utgör en hälsorisk. Hälsorisker vid inandning av ångor kan eventuellt föreligga för personer som vistas återkommande i lokalerna vid den f.d. tvätten, samt Janssons Lokalservice. Det finns även risk för bildning av fosgen i hälsovådliga nivåer ifall svetsning sker i dessa byggnader. För närvarande bedöms inga hälsorisker föreligga med avseende på inandning av ångor i bostäderna nedströms föroreningskällan. Riskbilden kan förändras med tiden varför fortsatt övervakning kan behövas tills dessa den primära föroreningskällan åtgärdats. Åtgärdsförslag Vid huvudkällan begränsas möjligheten till åtgärder av den stora lågpermeabla kroppen. Termiska metoder samt kemisk oxidation och kemisk reduktion bedöms möjliga att använda. I den sekundära källan kan de ovan nämnda metoderna användas samt reduktiv deklorering, ev. kompletterad med pumpning av fri fas. I båda plymerna kan reduktiv deklorering utgöra ett åtgärdsalternativ tillsammans med kemisk oxidering och kemisk reduktion. 4 (93) RAPPORT 2 01 3-01- 25 Hu vu d st udi e HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 INNEHÅLLSFÖRTECKNING F.d. Hagforstvätten, Huvudstudie 3 Ansvarsutredning 3 Utredningar 3 Avgränsning av källor och plym 3 Resultat 3 Riskbedömning 4 Åtgärdsförslag 4 1. Hagforstvätten (Underåsen 5). 9 2. Historik 9 2.1 PCE i inomhusluft (historiska värden, innan sanering 2003/2004) 10 2.2 Bedömd PCE förbrukning/förlust 10 2.2.1 Förluster bedömda enligt NV 1992 12 2.2.2 Lösningsmedelförlust till jord och grundvatten 13 2.3 Inriktning på Saneringarna 1995/1996 och 2003/2004 14 3. Ansvarsutredning 15 4. Undersökningar och utredningar 16 4.1 Borrningar sättning av grundvattenrör 16 4.1.1 Provtagningsförfarande jord 17 4.1.2 Provtagningsförfarande grundvatten 18 4.1.3 Provtagningsförfarande för inomhusluft 19 4.1.4 Provtagningsförfarande för porgas 19 4.1.5 Provtagningsförfarande för ytvatten 19 4.1.6 Förfarande vid MIP sondering 20 5. Föroreningsnivåer 21 5.1 MIP sondering 21 5.1.1 Redovisning av resultat från MIP sonderingarna 21 5.2 Föroreningshalter i jord 24 5.3 Föroreningshalter i grundvatten 24 5.4 Föroreningshalter i inomhusluft 27 5.5 Föroreningshalter porgas 28 5 (93) RAPPORT 2 01 3-01- 25 Hu vu d st udi e HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 5.6 Föroreningshalt i Örbäcken 28 6. Geologi - hydrogeologi 30 6.1 Konceptuell geologisk/hydrogeologisk sektion nedströms tvätten 30 6.2 Konceptuell geologisk/hydrogeologisk sektion nedströms B19 33 6.3 Geologiska typmiljöer i Hagfors 34 6.3.1 Geologiska typmiljöer vid Huvudkällan (f.d. Hagforstvätten) 36 6.3.2 Geologisk typmiljö vid den sekundära källan i området vid B19 38 7. PCE förorening 39 7.1 Källområden 39 7.2 Bedömd föroreningssituation i Hagfors fördelning mellan faserna fri fas, löst fas, adsorberad fas och gasfas. 41 7.2.1 Faktorer som spelar roll för inlagring av PCE i lågpermeabla material (silt/lera) 42 7.2.2 Stadier för plymerna 43 7.3 Beskrivning av föroreningssituationen med fjorton modulers modell 43 7.3.1 Bedömd föroreningssituation vid huvudkällan i Hagfors 43 7.4 Bedömd föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 i Hagfors 45 7.5 Föroreningsmängder i källområdena 46 7.6 Föroreningsmängd i grundvatten 47 7.7 Grundvattenhalter över tid 48 7.8 Spridning av föroreningar 51 7.8.1 Spridning av förorening från huvudkällan 51 7.8.2 Alternativ spridning av förorening från huvudkällan 54 7.8.3 Spridning av förorening från den sekundära källan 56 7.9 Beräkning av massflux 57 7.10 Modflowmodellering 62 7.10.1 Resultat från modellen. Flöden till Örbäcken 62 7.10.2 Flödesmönster 65 7.10.3 Transporttider 68 8. Karakterisering och avgränsning av föroreningar i detalj 68 8.1 Karakterisering 68 8.1.1 PCE 68 8.1.2 Nedbrytning av PCE i grundvattnet 68 8.1.3 Nedbrytningsprodukter av PCE; TCE, Cis-DCE och VC samt eten 71 8.1.4 Redoxparametrar 71 8.2 Avgränsning i detalj 72 8.2.1 Avgränsning av förorening i jord vid huvudkällan. 72 8.2.2 Avgränsning av förorening i jord vid den sekundära källan. 75 9. Riskbedömning inklusive bedömning av saneringsbehov 79 6 (93) RAPPORT 2 01 3-01- 25 Hu vu d st udi e HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 9.1 Sammanfattning av riskbedömning 79 9.2 Platsspecifika riktvärden som underlag för mätbara åtgärdsmål 80 10. Åtgärdsalternativ 82 10.1 Konceptuell modell för olika åtgärdsmetoders användbarhet i Hagfors utifrån Fjorton modulers modell 82 10.2 Möjliga åtgärder i Hagfors baserat på Fjorton modulers modell 83 10.2.1 Grundvattenpumpning 84 10.2.2 Kemisk reduktion 84 10.2.3 Termisk behandling 85 10.2.4 Reduktiv deklorering 87 10.2.5 Kemisk oxidation 87 10.3 Identifiering av åtgärdsstrategier och inledande metodscreening för jord och grundvatten enl NV 2007 88 10.3.1 Sammanställning av Identifiering av åtgärdsstrategier och inledande metodscreening för jord och grundvatten 89 11. Riskvärdering 90 12. Projekteringsdirektiv 91 13. Tillståndsansökningar mm 91 14. MIljökontroll 91 15. Underlag för myndighetsgranskning 91 16. Förslag till huvudmannaskap 91 17. Planering och budgetering för fortsatta arbeten. 91 7 (93) RAPPORT 2 01 3-01- 25 Hu vu d st udi e HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 INNEHÅLLSFÖRTECKNING Ritning X01: Provtagningspunkter i grundvatten samt i Örbäcken. Ritning X02: Sammanställning av olika provtagningspunkter (MIP, grundvatten, utläck ande grundvatten, porluft mm) i området vid tvätten B19 och Örbäcken Ritning X03: Bedömd föroreningsnivå i MIP, grundvatten, utläckande grundvatten, porluft mm) i området vid tvätten B19 och Örbäcken Ritning X04: Tätskikt Bilaga 1: Bilaga 2: Bilaga 3: Tabell med sammanställning över analyser i jord Tabell med sammanställning över analyser i grundvatten Tabell med sammanställning över analyser i inomhusluft och porgas. Bilaga 4: Ansvarsutredning Länsstyrelsen i Värmland 2003, kompletterad 2004 Bilaga 5: Tabell med sammanställning över analyser i Örbäcken 5 Bilaga 6: Bilaga 7: Bilaga 8: Bilaga 9: Konceptuell modell Riskbedömning Åtgärdsutredning (från bilaga B i NV 2007). Tabell 1: Identifiering av åtgärdsstrategier och inledande metodscreening, tabell 2: Fördjupad metodanalys, tabell 3: Sammanställning och bedömning av åtgärdsalternativ för jord, tabell 4: Sammanställning och bedömning av åtgärdsalternativ för grundvatten Modflowmodellering 8 (93) RAPPORT 2 01 3-01- 25 Hu vu d st udie HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 1. Hagforstvätten (Underåsen 5). Sweco har på uppdrag av SGU sammanfattat tidigare utförda utredningar vid Hagforstvätten (Sweco 2010a), samt kompletterat utredningen på ett antal punkter (enligt förslag i Sweco 2010b) för att den skall motsvara en huvudstudie enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual. I och med att sammanfattningen sker efter att många utredningar och åtgärder utförts, kan det hända att händelser och vetskap som egentligen i tid hör hemma på annan plats i huvudstudien, redovisas där den logiskt kan höra hemma, t.ex. kan vissa halter uppmätta i inomhusluft (i samband med vissa av Swecos undersökningar) redovisas under historik, utförda åtgärder i jord redovisas i samband med undersökningar mm. 2. Historik Fastigheten Underåsen 5 ligger i Hagfors tätort, mellan Hagfors järnverk och samhället. På platsen har det bedrivits olika verksamheter sedan 50-talet (Lst 2003). Lagercentral, Hagfors kooperativa handelsförening (1955 1965) 1 Verkstad/hårdmetallavd, Uddeholm AB (1965 ) 1 Lager KF Tvätteri, Förenade Fabriksverken (FFV) (1970 1979) 1 Tvätteri, Värmlands Tvätteri Industri AB (1979 1989) Tvätteri, Landstinget i Värmland (1989 1993, juni) Vid en jämförelse mellan de föroreningar som man funnit på platsen och de verksamheter som bedrivits kan man anta att det är tvätterierna som i huvudsak orsakat markföroreningarna. Tvätteriverksamheten har, såvitt Länsstyrelsen känner till, bedrivits utan tillstånd. Enligt Miljöskyddskungörelsen (1969:388) 8 ska tvättinrättningar som tvättar mer än 1 000 kg tvättgods/dygn i god tid innan de anläggs anmälas till Länsstyrelsen. Tvätteriet i Hagfors tvättade mer än 1 000 kg tvättgods/dygn. Det finns inte någon ansökan, anmälan eller annan kontakt med Länsstyrelsen dokumenterad. Först i samband med ett tillsynsbesök 1992 har frågan om tillståndsprövning tagits upp, men då hade landstinget i Värmland redan beslutat lägga ner verksamheten. Yrkesinspektionen (YI) har besökt tvätteriet vid några tillfällen. Under FFV:s driftsperiod finns det redovisningar från två besök. Från båda besöken finns noterat att höga halter av tetrakloreten (PCE) förekommer i lokalen. Från tiden när Värmlands tvättindustri drev verksamheten finns uppgifter om tre inspektioner. Från en av dessa inspektioner finns 1 Startår enligt uppgift från Hagfors kommuns bygglovsarkiv. 9 (93) Sweco Kanikenäsbanken 10 Box 385, 651 09 Karlstad Telefon 054-14 17 00 Telefax 054-14 17 01 www.sweco.se Sweco Infrastructure AB Org.nr 556507-0868 säte Stockholm Ingår i Sweco-koncernen Jan Nilsen Telefon direkt 054-14 17 15 Mobil 0705-14 17 15 jan.nilsen@sweco.se Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 det redovisat resultat från tetrakloreten-mätningar, men halterna föranledde inga krav på åtgärder från YI. Halterna var dock med dagens mått mycket höga; 1978: 121 ppm (850 mg/m 3 ) PCE i inomhusluft 1986: 45 ppm (315 mg/m 3 ) PCE i inomhusluft 1989: 20 ppm (145 mg/m 3 ) PCE i inomhusluft Produktion Uddeholm verkstad: okänt hur stor produktionen var FFV tvättade ca 1 000 ton tvättgods/år Värmlands Tvätteri Industri AB tvättade ca 800 900 ton tvättgods/år Landstinget tvättade ca 200 ton tvättgods/år (totalt 757 ton tvättgods på 5 år) (Produktionssiffrorna är uppskattade, förutom landstingets siffror som anger total produktion under deras driftstid.) De verksamheter som haft störst omfattning är FFV-tvätten och Värmlands Tvätteri Industri AB. Landstingets totala produktion under hela driftstiden motsvarar knappt ett års produktion av de övriga tvätteriernas verksamhet. Enligt uppgifter från en tidigare anställd vid FFV tvätten var detta norra Europas största tvättinrättning vid denna tid. 2.1 PCE i inomhusluft (historiska värden, innan sanering 2003/2004) Det har under åren utförts ett antal mätningar av PCE i inomhusluft. Många tidiga mätresultat redovisas i Sweco 1994. Under 1978 rapporterades halter på upp till 121 ppm vilket motsvarar ca 850 mg/m 3 PCE i inomhusluft. 1986 rapporteras som max 45 ppm vilket motsvarar ca 315 mg/m 3 PCE i inomhusluft. Halterna var 1989 upp till 20 ppm (145 mg/m 3 PCE). Halterna har successivt avtagit under åren beroende på modernisering av maskiner mm. Innan saneringen 1996 mättes PCE i inomhusluft. Som mest har 35 ppm (245 mg/m 3 PCE) uppmätts i ett slutet utrymme, mellan 0,21 och 1,5 ppm (1,5 10,5 mg/m 3 PCE) uppmättes i lokalen. (lägesrapport inför publiceringen av Sweco 1997). 2.2 Bedömd PCE förbrukning/förlust Det finns inte data om förbrukning, återlämnad mängd, förlust mm av PCE för många av åren Hagforstvätten har varit i drift. Vissa data finns det dock, se bl. a. Sweco 2004. I Figur 4 redovisas dels förluster 1997 1983 samt 1991 1993 samt uppskattade förluster för perioderna 1970-1976 och 1984-1990. Det råder osäkerhet om vad som är förbrukad PCE, förluster av PCE, återlämnad PCE till Skoghall (det som senare blev Akzo Nobel), PCE i ludd mm. Enligt Lst 1994 transporterades tvättludd innehållande 10 % PCE till kommunens deponi fram till 1986 då denna 10 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 hantering förbjöds p.g.a. att det klassades som miljöfarligt avfall. Det noterades att det inlämnades 4 m 3 MFA (ludd?) till destruktion 1987. Under 1989 lämnades 7860 kg MFA till Sakab slutligen lämnades 15340 kg MFA till Sakab 1991. Det noteras även att Skoghall (Akzo Nobel) tog emot förbrukad PCE i vätskefas. Hur stor mängd som skickades i retur är inte känt. Sammanställningen i Figur 4 anger en storleksordning av förluster på ca 1 000 ton för hela driftsperioden. Merparten har sannolikt ventilerats ut över tak. Det har historiskt sett varit mycket höga halter av PCE i inomhusluften, se stycke 2.1 PCE i inomhusluft (historiska värden, innan sanering 2003/2004). Om 5 % av dessa 1 000 ton har läckt ner i marken motsvarar det ca 50 ton vilket anses realistiskt ut ifrån det som vi vet om föroreningsbilden år 2011. Förlusten genom deponering av ludd kan enligt ovan bedömas bli: 1987: 4 m 3 ludd med 10 % PCE (volym % antas). Det innebär i storleksordning 32 m 3 ludd i perioden 1970 1986, 36 m 3 om 1987 inräknas. Om luddet innehåller ca 10 vol. % innebär 3,6 m 3 PCE á 1,6 ton/m 3 vilket medför att ca 6 ton. I perioden 1987 1993 har ca 23 ton MFA (ludd?) lämnats till Sakab för destruering vilket innebär ca 2,3 ton PCE (10 vikts %). Det innebär i så fall att knappt 10 ton eller ca 1 % av bedömda förlusten har försvunnit med ludd. Det stämmer väl med vad NV 1994 anger, se Figur 5 där det anges en förlust via destillator slam på 1 %. Figur 4: Förlorad mängd PCE ton/år. Rapporterad mängd 1977 1983 och 1991 1993. Uppskattad mängd 1970-1977 och 1983-1991 11 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 2.2.1 Förluster bedömda enligt NV 1992 Enligt NV 1992 släpper en kemtvätt som behandlar garderobstvätt mellan 300 och 3 000 kg PCE/år. Hagforstvätten var betydligt större och utsläppet borde därför varit betydligt större. Det finns inte någon uppgift över inköpt mängd PCE eller mängd PCE som tagits i retur till leverantören, den firma som i dag heter Akzo Nobel. Lösningsmedelsförlusterna beror på många faktorer såsom maskintyp, maskinens ålder, skötsel mm. I Figur 5 redovisas lösningsmedelsförluster vid en öppen perklormaskin. Denna typ bör ha varit den vanliga när verksamheten startade. Om det då var monterat ett kolfilter eller ej är inte känt. Förlusterna kan, speciellt om maskinerna och processen (speciellt torkningen) inte har skötts på ett bra sätt, varit stora, d.v.s. i den övre delen av intervallerna som redovisas i Figur 5. Lösningsmedelförlust definieras som förlust PCE (kg) i förhållande till tvättad mängd (kg) Figur 5: Schematisk bild av PCE förluster från en kemtvättmaskin (NV 1992) Det talas om lösningsmedelsförluster på 5 10 % för öppna maskiner utan kolfilter och 3 4 % om de har kolfilter. De modernaste maskinerna (1992) hade förluster på ca 1 %. Lösningsmedelsförlusterna beräknas som förbrukad PCE (kg)/tvättad gods (kg). i Tabell 1 visas en beräkning baserad på tvättad mängd samt de antaganden om förluster som anges i NV 1994. I beräkningen antas att det till en början (1970) var öppna maskiner utan kolfilter. 1979 hade kolfilter installerats. Under tiden 1979 1989 har tvättmaskinerna modifierats till slutna perklormaskiner låg temperatur (motsvarar bästa teknik 1992) 12 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Tabell 1: Beräknad lösningsmedelförlust baserat på tvättmängd och bedömd % förlust i olika tidsepoker De beräknade förlusterna med dessa antaganden stämmer väl överens med den uppskattade förlusten i Figur 4 och stycke 2.2 Bedömd PCE förbrukning/förlust. 2.2.2 Lösningsmedelförlust till jord och grundvatten Förlusterna i Figur 5 visar att de stora förlusterna sker till luft, något som stämmer överens med de mätningar som redovisas i stycke 2.1 PCE i inomhusluft (historiska värden, innan sanering 2003/2004) där höga halter uppmättes under tvättens tidiga år för att sedan successivt sjunka med åren. Förlust via vattenavskiljare är betydligt mindre, <0,1 % vilket ändå skulle innebära ca 20 ton PCE räknat på tvätt av ca 20 000 ton över åren (om förlusten sätts lika med 0,1 %, lösningsmedelförlust definieras som förlust PCE (kg) i förhållande till tvättad mängd (kg)). Hur stor del av denna förlust som har skett till grundvattnet vet vi inget om. Sannolikt har detta vatten avletts till dagvattennätet. Det anses som sannolikt att en del av förlusten via läckage från dagvattennätet kan ha bidragit till föroreningen vid B19, se stycket 7.1: "Källområden. På samma sätt kan även PCE, som läckt ut på golv, transporteras via golvbrunnar till dagvattenledningen och bidragit till föroreningen vid B19. Föroreningsmängden som tillkommit på detta sätt kan under olyckliga omständigheter vara mycket stor. Främst bedöms dessa mekanismer skapa en förorening nere vid B19 och i mindre omfattning vid tvätten. En annan tänkbar föroreningsväg kan vara att ångor trängt ner genom golvet i tvätten. I HK 1985 redovisas ett fall där TCE ångor från en tritvätt har ansamlats på betonggolvet i lokalen och transporterats genom golvet (som var 30 cm i tjocklek) ner till porluft under plattan. De kunde, efter att triavfettningen hade inkapslats, konstatera att transporten till porluften avstannade men återupptogs om luckorna till inkapslingen öppnades. Om denna föroreningsväg har förekommit i Hagfors bidrar den till föroreningen vid tvätten. Golvet i tvätten är ca 10 cm tjockt och det finns (i dagsläget) en del sprickor och defekter i golvet. En tredje, och sannolik föroreningsväg, är det hål som enligt uppgift öppnades i golvet under tiden tvätten drevs av Värmlands Tvätteri Industri AB för att bli av med PCE slabb på golv. Denna föroreningsväg bidrar med förorening till jorden under tvätten. Genom 13 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 detta hål kan stora mängder PCE ha transporterats om slabbet har förekommit i stor omfattning. 2.3 Inriktning på Saneringarna 1995/1996 och 2003/2004 Det har utförts två saneringar 1995/1996 och 2003/2004. Syftet med dessa saneringar var att säkerställa att inomhusmiljö i tvätten var godtagbar för de som jobbade där. I tvätten utförs det svetsning. PCE och svetsning kan bilda en stridsgas kallad Fosgen som förstör lungorna. Vi har hela tiden vetat att föroreningsnivån i grundvattnet var hög. Målet med saneringarna har dock inte varit att sanera grundvattnet, utan endast jorden under tvätten för att skydda arbetarna som utför svetsning. 14 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 3. Ansvarsutredning Ansvarsutredning finns i Lst 2003 och Lst 2004, se bilaga 4. I Lst 2003 har fördelningen mellan de olika verksamheternas bidrag till markförorening uppskattas till (bedömningen grundar sig på produktionsuppgifterna): FFV-tvätten ca 50 % Värmlands Tvätteri Industri AB ca 45 % Landstingstvätten ca 5 % Efter tillkommande uppgifter om hur Värmlands Tvätteri Industri AB skötte sin hantering av PCE ändrades ansvarsfördelningen i Lst 2004 till: Fördelningen mellan de olika verksamheternas bidrag till markföroreningen uppskattas till (utifrån produktion och kända tillbud): FFV-tvätten ca 35 % Värmlands Tvätteri Industri AB ca 60 % Landstingstvätten ca 5 % Efter en skälighetsbedömning och utifrån de nya uppgifter som tillkommit justeras ansvarets omfattning för FFV från ca 35 % till 20 % jämfört med tidigare bedömning. Landstinget anses ha fullgjort sin del av ansvaret genom de undersökningar och den sanering de utfört 1995/96. Värmlands Tvätteri Industri AB har gått i konkurs Den statliga myndigheten FFV upphörde 1990. Den statliga delen av ansvaret för föroreningen hanteras därför av SGU. 15 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 4. Undersökningar och utredningar Omfattande undersökningar har utförts i perioden 1993/94 till 2012. De har redovisats i Sweco 1994, Sweco 1996, Sweco 1997, Sweco 2001, Sweco 2003, Sweco2005, Sweco 2008, Sweco 2010a, 2010b, Sweco 2011a, Sweco 2011b och Sweco 2012. Undersökningarna visade på en kraftig förorening under tvätten samt en kraftig förorening av grundvattenplymen nedströms tvätten. Vidare finns det en kraftig förorening vid brunn B19 150 200 m söder om tvätten med en tillhörande plym med kraftig förorening. 4.1 Borrningar sättning av grundvattenrör I Hagfors har det utförts borrningar och satts grundvattenrör i olika omgångar, se Tabell 2. Brunnarna borrade år 1994 (B1 - B4), 1995 (B5) och 1996 (B6 - B10) är borrade med ODEX utrustning vilket innebär att det finns ett foderrör av stål. Dessa brunnar filtersattes år 2003 med 1 5 filter. I de brunnar där flera filter har satts består de av ett antal separata 25/32 mm HDPE rör med 1 m filter. Filtren har åtskilts med bentonit och grusats med filtersand. B7 borrades i lera och fungerar därför ej. B11 utfördes med ODEX borrning och filtersattes med ett långt filter för att användas som kylvatten vid saneringen 2003. Funktionen var även att hydrauliskt kontrollera ev. läckage till grundvattnet. Brunnen har av misstag fyllts med sten. B12 B15 utfördes med Hollow stem Auger och filtersattes med ett filter som i stort täcker hela grundvattnets mäktighet. Syftet var att kunna använda de för eventuella saneringsförsök vid tvätten. B16 B19 utfördes med Sonic borrning och har filtersatts med Multilevel rör (ML). Alla ML har 7 kanaler med filter upptagna i nivå med skikt som visat god genomsläpplighet. (B16 har dock endast ML med 3 kanaler). I de flesta brunnarna används 5 filternivåer för grundvattenprovtagning medan de övriga används för provtagning av porgas ovan grundvattenytan. B20 B25 borrades med Sonic borrning och har filtersatts med Multilevel rör (ML). Alla brunnarna har 5 portar för grundvattenprovtagning. Vissa av brunnarna uppe vid tvätten står till dels i finkornigt material vilket innebär att en del av portarna inte är möjliga att provta. B24 har ej satts då man vid brunnsborrningen stötte på block ovan grundvattenytan trots flera försök. B26 B33 borrades med Geoprobe-utrustning i lägen där MIP-sondering givit utslag för sannolik PCE förorening. Endast ett filter med längd ca 1 m har satts. B34 B38 borrades med ODEX-utrustning och har filtersatts med 1 3 st 1 m 25/32 mm filter med 1 m längd. Tyvärr missförstod brunnsborraren uppgiften och satte alla filtren på 16 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 ett och samma förlängningsrör vilket medför viss svårighet vid provtagningen (brunnarna provtogs med passiva provtagare) Kb1 och Kb4 (samt Kb2 och Kb3) är ursprungligen gamla kommunala schaktbrunnar med ca 3 m diameter. År 2003 utfördes vid Kb1 och Kb4 kompletterande borrningar där 2 respektive 4 st grundvattenrör sattes nära respektive brunn för att underlätta provtagningen. Tabell 2: Sammanställning över brunnar borrade i Hagfors För information om antal filter och filterdjup för de olika brunnarna se bilaga 2. 4.1.1 Provtagningsförfarande jord Jordprov har inte uttagits för analys innan borrningarna 2003. Alla brunnar som borrats tidigare har utförts med Odex-borrning vilket innebär spolning med luft varvid merparten av de klorerade alifaterna strippas av från jorden i samband med borrningen. 2003 uttogs jordprov med två syften. Dels uttogs inom tvättlokalen ett stort antal jordprov. I varje injektions-, temperatur- och ventilationsbrunn uttogs blandprov för varje halvmeter 17 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 borrning. Dessa analyserades endast med PID på headspace. Syftet var att avgränsa föroreningen under tvätten. Vid borrningarna B12 B20 som utfördes 2007 med Sonic/Hollow stem auger samt borrningarna B21 B25 som utfördes med Sonic borrning år 2010 uttogs prov som blandprov för varje meter borrning. Blandprov uttogs dels i diffusionstäta plastpåsar för analys med PID på headspace. Från samma meter uttogs även ett blandprov med en avkapad spruta (ca 5 st delprov från en meter uttogs med sprutan, totalt ca 10 ml). Jorden överfördes sedan direkt till en vial till hälften fylld med en invägd mängd metanol. Alla uttagna prov (d.v.s. alla 1 m prov från markytan till berget) uttogs och konserverades på detta sätt. Därefter valdes ett antal prov ut för analys på lab på basis av PID-resultatet. Borrningarna 2011 utfördes dels med Geoprobe Dual Tube med lös spets (B26 B33), dels med Odex (B34 B38). Inget jordprov uttogs med Dual Tube, Odex borrningen stördes av luftinblåsning och inget representativt prov kunde uttas. 4.1.2 Provtagningsförfarande grundvatten I de brunnar där grundvattenytan ligger relativt ytligt (brunnarna fr.o.m. Örbäcksravinen och söderut) har provtagnings skett med peristaltisk pump (sugpump). En peristaltisk pump medför en viss förlust av flyktiga ämnen (typ PCE). Enligt Macay and Shia (1981) förloras 10 20 % av de flyktiga ämnena jämfört med prover tagna med Bladder pump som anses vara den bästa provtagningspumpen. Motivet för att använda detta provtagningsförfarande är att varje brunn får en ny pump (= nya slangar). Vi bedömer att det är viktigare att förhindra korskontaminering än att vissa halter är något för låga p.g.a. typen av provtagningspump. I övriga brunnar med stort avstånd till grundvattenytan används en Waterrapump (en pump som för en slang med en backventil upp och ner i brunnen). Waterrapumpen bedöms förlora 0 7 % jämfört med bladder pumpen. Även för Waterrapumpen är hela pumpen ny för varje provtagningspunkt förutom för en liten backventil i rostfritt stål som lätt kan rengöras. I brunnarna B34 B38 har provtagare av typ diffusionsprovtagare (strumpa) använts p.g.a. att dessa brunnar hade utformats med 1 3 filter på ett och samma förlängningsrör. Hade provtagning utförts med pumpning kunde det lätt uppstått kortslutningsströmmar från filter belägna över eller under till det filter som provtogs. Med de passiva provtagarna kunde en provtagare för varje filter installeras och hänga ute i ca 14 dagar innan de hämtades in för provtagning utan större risk för korskontaminering. Bladderpumpen, som många anser är den bästa pumpen, består av en mängd delar som det är svårt att dekontaminera i fält. Varje pump är relativt kostbar och det anses orealistiskt att använda sådana vid provtagning i den omfattning som är i Hagfors. Vid provtagning används sedan 2003 en flödescell. Till en början registrerades ph, konduktivitet och syrehalt. Successivt har parametrarna utökats med redox och turbiditet. Provtagningen utförs som s.k. Micro Purging vilket innebär att pumpning sker med ett 18 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 lågt flöde tills flödescellens parametrar har stabiliserats. Prov uttas för analys på klorerade alifater i en vial som tillsluts direkt (en halvfull och en full). Den halvfulla vialen placeras sedan direkt i GC-MS instrumentet på lab. På så sätt bedöms att det sker minimal förlust vid provtagning, transport och analys. Förutom analys av klorerade alifater har analysparametrarna successivt utökats till att omfatta en del redoxparametrar och allmänna parametrar (Alkalinitet, TOC, DOC, nitrat, sulfat, metan, tvåvärt järn, tvåvärt mangan, klorid och eten) 4.1.3 Provtagningsförfarande för inomhusluft I inomhusluften har passiva provtagare använts. I prover uttagna t.o.m. 2010 har 3M 3520 provtagare använts. Då det visat sig att dessa provtagare hade begränsad upptagningsförmåga om det inte var luftcirkulation runt de användes 2012 en ny typ med namn Radiello som sägs bättre visa halterna. 4.1.4 Provtagningsförfarande för porgas Vid de flesta brunnarna som borrats 2007 har det installerats porluftspetsar, antingen separat (B12, B13, B14, B16 och B20) eller genom att några av kanalerna i multilevelrören används för provtagning av porluft i stället för grundvatten (B17, B18 och B19). I B21, B25, B26 och B27 finns även porgasspetsar installerade. Till varje porgasspets/kanal i multilevelrör har det anslutits en provtagningspump som pumpat porgas med flödet 250 ml/min under ca 200 minuter vilket medför att ca 50 l porgas har pumpats per provtagning. Gasen leds över ett kolrör som sedan skickas in för analys. Det har visat sig att de olika spetsarna/kanalerna har mycket olikt inströmningsmotstånd. I de senare mätningarna har flödet därför kalibrerats på plats för varje enskild provtagningspunkt. Tidigare kalibrerades flödet innan provtagningen. Då det visats sig att flödet kan sänkas upp mot 50 % om marken är tät. Det innebär att de tidigare resultaten kan vara något låga då mindre volym innebär högre halt. Det finns även risk för att påverkan inte detekteras då detektionsgränsen blir högre. 4.1.5 Provtagningsförfarande för ytvatten Provtagning i ytvatten har utförts med en passiv provtagare av typ diffusionsprovtagare (strumpa). Provtagaren består av ett plastmaterial (polyetylen) som släpper genom molekyler typ PCE. Provtagaren fylls med avjoniserat vatten och halten inne i provtagaren kommer efter en viss tid ställas i jämvikt med halten i ytvattnet. Enligt USGS 2011 är korrelationen mellan passiva provtagare och traditionell provtagning god (medelhalt <11% lägre med passiv provtagning). Provtagarna har legat ute under en månad. Enligt USGS 2001 är tiden innan jämvikt uppträder avhängig av ett antal faktorer som temperatur, omsättningstid för vatten om- 19 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 kring provtagare och föroreningstyp. De anser att en jämviktstid på ca 14 d behövs. I Hagfors har de hängt ute i bäcken en månad innan analys. Sommartid då vattnet är varmt har jämvikt sannolikt nåtts efter någon vecka, vintertid med vattentemperatur nära noll är sannolikt jämviktstiden närmare en månad. Provtagningen utfördes strax uppströms en betongtröskel med känd geometri. År 2008 uppmättes vattnets djup över tröskel varje gång strumpan byttes (varje månad). År 2010 har mätningen utförts med en diver som var 4. Timma registrerade vattennivån uppströms betongtröskeln. Med betongtröskelns geometri och vattendjup över tröskel som bas har flödet i Örbäcken beräknats. 4.1.6 Förfarande vid MIP sondering MIP-sonden (Membrane Interphase Probe) är en sond med en dipol Elektrisk konduktivitets (EC) mätare. EC ger svar på om massorna är lågpermeabla (högre EC-nivå) eller högpermeabla (lägre EC-nivå). Vidare höjs EC-nivån vid vattenytan. På sonden finns även ett permeabelt fönster med storlek som en tiokrona. Detta fönster värms upp till 100 120 o C varvid flyktiga ämnen typ klorerade alifater och petroleumprodukter förångas. Ångorna tränger in genom det permeabla fönstret och transporteras upp till ytan i en klen slang där kväve strömmar som en bärgas. Bärgasen leds till detektorer. I Hagfors har det använts tre detektorer, en PID - för flyktiga ämnen (VOC), en FID för något tyngre petroleumkolväten och en EDC för klorerade lösningsmedel. EDC detektorn reagerar på kloratomer så känsligheten beror på typ av klorerat lösningsmedel. PCE (med 4 kloratomer) ger 4 ggr så stort utslag som VC (vinylklorid, med en kloratom). I Hagfors förekommer dock de klorerade lösningsmedlen främst i form av ursprungsprodukten PCE. MIP sonderingen ger en avläsning för ungefär var 1.5 cm vilket medför drygt 1300 analyser för en sondering med 20 m djup. 20 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 5. Föroreningsnivåer I de tabeller i detta kapitel där halter redovisas har halterna bedömts gentemot de platsspecifika riktvärdena som framräknats i bilaga 7. En sammanfattning redovisas i stycket: 9.1: Sammanfattning av riskbedömning 5.1 MIP sondering Det har utförts MIP-sonderingar (Membrane Interphase Probe) i två omgångar, 2010 och 2011 (Sweco 2011a och Sweco 2012). MIP är ett utmärkt instrument för att avgränsa föroreningar men det visade sig vara svårt att korrelera MIP nivå till halter i jord och grundvatten, något som även framgår av litteraturen. Orsaken är bl.a. att upplösningen för MIP är ett prov varje 1.5 cm medan jordproven i Hagfors representerar ett blandprov över 1 m. Jordens struktur samt läge i förhållande till grundvattenytan spelar även roll. Utslaget är olika för olika jordarter och vattenhalt. Vidare är variabiliteten för förorening med klorerade alifater i jord mycket stor. I ATV 2012 anges att det krävs en provtäthet på några meter i plan och någon dm i djupled för att väl kunna beskriva en källa med klorerade alifater i jord. 5.1.1 Redovisning av resultat från MIP sonderingarna MIP resultaten redovisas i Figur 6 - Figur 9. Observera att MIP resultaten vid B19 är missvisande (källans utsträckning i sydvästlig riktning borde varit större). Det finns ett antal MIP-sonderingar uppströms källan medan det är få nedströms. MIP-sonderingarnas läge framgår av ritning X02. 21 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 6: MIP resultat Huvudkälla uppe till höger, huvudplym åt SV, B19 mitten högra sidan (Plan) 22 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 7: MIP-resultat, 3d-redovisning från NÖ. I bild ses markytan överst, sedan grundvattenytan och längst ner bergytan. Förorening i huvudkälla ses som en gulröd massa till vänster i bild. Till höger ses viss del av huvudplymen. Till vänster skymtar förorening vid B19 Figur 8: MIP-resultat, 3d-redovisning från väster. I bild ses markytan överst med Örbäcken i högra bildkant, sedan grundvattenytan och längst ner bergytan. Förorening i huvudkälla ses som en gul-röd massa till vänster i bild. Till höger ses viss del av huvudplymen. Bakom skymtar förorening vid B19 23 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 9: MIP-resultat, 3d-redovisning från öster. I bild ses markytan överst med Örbäckens ravin i förgrunden, sedan järnvägsbanken och därefter andra delen av Örbäckens ravin. Grundvattenytan redovisas därunder och längst ner bergytan. Mitt i bild ses föroreningen vid B19, Förorening i huvudkälla ses som en gul-röd massa till höger i bild. Djupare in i bilden ses delar av huvudplymen. Informationen från MIP sonderingen överstiger mångfalt informationsmängden från de analyser av CHC i jord som utförts. Vid huvudkällan bedöms MIP resultaten väl beskriva föroreningssituationen i jord. 5.2 Föroreningshalter i jord Föroreningshalterna i jord redovisas i bilaga 1, provpunkternas läge framgår av ritning X01. Halterna jämförs med de generella riktvärdena för KM och MKM. Det har inte framtagits platsspecifika riktvärden för förorening i jord. Antalet jordprov som uttagits för analys är begränsat, totalt har 46 jordprov uttagits. Av dem överstiger 26 riktvärdet MKM. Medelhalten är 44 mg/kg TS, standardavvikelsen är 165 mg/kg TS. För att avgränsa källorna borde det dels ha tagits ut fler prov för analys, dels borde proven varit stickprov och inte blandprov. I ATV 2012 anges att det krävs en provtäthet på några meter i plan och någon dm i djupled för att väl kunna beskriva en källa med klorerade alifater i jord. Det förefaller vara en orealistisk nivå. Det kan dock konstateras att provtagningen i Hagfors inte på långa vägar kommer nära denna täthet. 5.3 Föroreningshalter i grundvatten Det finns en stor förorening i grundvattenzonen från tvätten och nedströms tvätten, främst ner till Örbäcken, men i viss grad även nedströms Örbäcken, se bilaga 2 där halterna jämförs med framtagna platsspecifika riktvärden för grundvatten. Det har skett en 24 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 omfattande provtagning av grundvattnet, dels på PCE med nedbrytningsprodukter, och i senare tid även på redoxparametrar som är viktiga för bedömning av saneringspotentialen för PCE i grundvatten. Totalt finns det där sammanställt analyssvar från 367 grundvattenprov. Prov har uttagits vid 11 olika tillfällen (1994, 1996, 2000, 2 ggr 2003, 2 ggr 2004, 2005, 2006, 2008 och 2010 med komplettering för nyborrade brunnar 2011 och 2012). För att få en bra beskrivning av föroreningsbilden har det utförts brunnar med flera filter (upp till 5 st vertikalt i den mättade zonen). Filtrens djup och längd redovisas även i bilagan. PCE är tyngre än vatten och det är därför av vikt att kontrollera halten på olika djup. Totalt har prov uttagits från 99 provpunkter i 40 brunnar. Grundvattenrörens läge framgår av ritning X01 samt i Figur 10. Som tidigare nämnts har ingen sanering utförts av grundvattnet. Figur 10: Provtagningspunkter i grundvatten och för ytvatten i Örbäcken Sammanställningen i Tabell 3 samt bilaga 2 visar att det främst förekommer PCE i grundvattnet, det finns inte så mycket av nedbrytningsprodukterna TCE, CisDCE och VC. I Tabell 3 redovisas dels halterna i grundvattnet beräknat för den senaste provtagningsomgången 2010-2012, dels redovisas de olika fraktionernas andel av total mängd klorerade alifater (CHC). I Huvudplymen är det ca 99 % PCE, halten PCE är hög ca 3 300 µg/l. I den sekundära plymen förefaller det vara en viss nedbrytning av PCE, som i sig utgör ca 95 % (halten PCE är mycket hög, ca 9 500 µg/l). Andelen TCE är knappt 4 %, 25 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 CisDCE knappt 2 % och VC ca 0.1 %. Nedströms Örbäcken är % -andelen PCE ca 94 % (halten PCE är betydligt lägre, ca 73 µg/l), andelen TCE och CisDCE är av samma storleksordning som i den sekundära plymen medan andelen VC är högre, drygt 1 %. I övriga rör är andelen PCE endast ca 59 % (halten PCE är betydligt lägre, ca 3 µg/l), TCE ca 7 %, cdce ca 17 % och VC ca 17 %. Detta indikerar att det är en mycket liten nedbrytning i huvudplymen, viss nedbrytning i den sekundära plymen nedströms Örbäcken medan det i övriga rör förefaller vara något större nedbrytning. Halterna i övriga rör är dock så låga att slutsatsen blir mycket osäker. Det kan konstateras att grundvattenmagasinet till största delen är aerobt. PCE och TCE bryts inte gärna ner aerobt och detta är förklarningen till att så lite nedbrytningsprodukter kan ses i vissa delar av grundvattenmagasinet. Endast i vissa begränsade områden är det reduktiv miljö och vissa tecken till nedbrytning kan ses, t.ex. i området vid B13 uppe vid tvätten och mellan B19 och Kb1 i den sekundära plymen. Nedströms Örbäcken är grundvattnet aerobt. Det sker sannolikt ett visst inflöde av CisDCE som där aerobt bryts ner till VC. Medelhalt klorerade alifater för olika delområden samt % -andel jämfört med PCE-halt i grundvattenmagasinet redovisas i Tabell 3. Observera att det i djupaste nivån i B19 förekommer fri fas. Halten har reducerats till lösningsgränsen för PCE. Tabell 3: Beräkning av medelhalt, standardavvikelse i huvudplym nedströms f.d. Hagforstvätten, sekundär plym nedströms B19, nedströms Örbäcken och övriga grundvattenmagasinet samt % -andel PCE, TCE, DCE och VC i relation till summa klorerade alifater (CHC). Beräkningen baseras på värden från senaste mätning i grundvattenrören. Halterna har jämförts med de platsspecifika riktvärdena. 26 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 5.4 Föroreningshalter i inomhusluft Mätning av föroreningshalt i inomhusluft har skett främst i Hagforstvättens lokaler. Historiskt har mätning skett under drift 1978, 1986 och 1989, Därefter har mätning utförts i samband med saneringen 2003-2004 samt 2005. Uppföljande mätningar i Hagforstvätten har utförts även 2008 och 2012. Fr.o.m. 2008 har även inomhusluftens föroreningshalt med PCE uppmätts i Janssons Lokalservice samt i Kompetensgruppens lokaler (som är belägna i anslutning till Hagforstvätten). Fr.o.m. 2008 (mätningen utfördes tidigt 2009) har även inomhusluften i de tre husen nedströms tvätten mätts i källaren och på första våningen (Örbäcksvägen 9, Pallins väg 2 och 4). År 2010 uttogs prov i Kompetensgruppens lokaler och 2012 förnyades provtagningen i tvätten, Janssons Lokalservice och i de privata bostäderna nedströms tvätten. I bilaga 3a är alla analysresultaten sammanställda, i Tabell 4 redovisas analysdata från senaste provomgången (2010-2012). Mätresultaten har jämförts med de platsspecifika riktvärdena C inomhus MKM-nivå och C inomhus KM-nivå som anger riktvärden för påverkan på människan i bostadsmiljö respektive riktvärdet för arbete inom en lokal. Provpunkter för provtagning av inomhusluft framgår av Figur 11. Föroreningshalterna var innan åtgärden 2003/2004 kraftigt förhöjda. Efter saneringen överstiger ingen provpunkt förutom punkt 5 i källaren under kontoret på Janssonsons där C inomhus MKM-nivå överskrids. Inga halter i bostadshus överstiger C inomhus KM-nivå. Figur 11: Provtagningspunkter för passiv provtagning av inomhusluft 27 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Tabell 4: Halter i inomhusluft senaste provomgången 5.5 Föroreningshalter porgas Brunnarnas läge framgår av ritning X02, en sammanställning av porgashalterna framgår av bilaga 3b. I ett prov, B20 (år 2008) port 3 uppmätta år har halter uppmätts som med en spädningsfaktor på 1:1 200 (normalt använd spädningsfaktor) skulle kunna medföra oacceptabla halter inomhus, C porluft MKM-nivå. Samma spets kunde inte provtas år 2010. 5.6 Föroreningshalt i Örbäcken Det har under två st 12 månaders perioder (2008 samt 2010-2011) utförts mätning med passiv provtagare i Örbäcken. En provtagare av typ diffusionsprovtagare (strumpa) har 28 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 hängts ut i bäcken en månad innan analys utfördes. Vid mätningen 2008 uppmättes överfallshöjden vid en betongtröskel varje gång strumpan byttes för att kunna beräkna flödet. Vid mätningen 2010-2011 har det använts en diver som automatiskt har uppmätt vattennivån var 4:e timme. Vattennivån har sedan använts för att beräkna flödet. Prov har dels uttagits nedströms utströmningsområdet vid Kb4, dels vid Örbäckens utlopp i Värmullen. Provpunkternas läge framgår av Figur 10 samt av ritning X01. Tabell 5: Uppmätt halt med passiv provtagare (1 mnd) under 2010-2011 i Örbäcken nedströms utläckage (betongtröskel) samt i Örbäckens utlopp till Värmullen. PCE överskrider C vd_sw (Röd färg)för alla prov vid Betongtröskel och alla prov vid utloppet till Värmullen utan för en analys där C eco_sw. (Ljusröd färg) överskrids. Under mätperioden 2008 uppmättes ca 131 kg PCE i Örbäcken, under mätperioden 2010-2011 uppmättes en mängd av samma storleksordning, ca 120 kg PCE, se Tabell 5. Under 2010-2011 uppmättes även halterna i Örbäcken där den mynnar i Värmullen. Av Tabell 7 framgår det att mängden där var ca 80 kg PCE. Mängden nedbrytningsprodukter (TCE, CisDCE och VC) utgör en mindre mängd (< 10 % av PCE mängden). PCE överskrider C vd_sw för alla prov vid Betongtröskel och alla prov vid utloppet till Värmullen utan för en analys där C eco_sw överskrids. 29 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 6. Geologi - hydrogeologi Hagforstvätten är belägen på en isälvsavlagring i Hagforsåsen, för åsens omfattning i plan se Figur 12. Åsen går i dagen som en tydlig åsformation några hundratals meter NO om tvätten och går vid tvätten ungefär i NO-SYDVÄSTlig riktning. Vid tvätten finns det sannolikt spår efter en dödisgrop i isälvsavlagringen som fyllts med finkornigare material (silt/lera). Denna grop har sin största mäktighet på planen söder om tvätten men skiktet når även in under tvätten. Skiktet börjar på några meters djup och når som djupast ca 18 m djupt. Omfattningen på det täta skiktet är inte helt fastlagt. Bedömd omfattning framgår av Figur 13 och Figur 14. Resultatet är en kropp med finare material som utgör ett lokalt hinder för grundvattenströmningen. Söder om Örbäcken, i området norr om B10, överlagras dock åsen av ett heltäckande skikt av lera. Detta skikt följer med ner mot lågpunkten vid Hagälven. Grundvattennivå är vid huvudkällan belägen på ca 11 m djup, vid den sekundära källan på ca 10 m djup. I området strax söder om B19 avlänkas åsen något i västlig riktning p.g.a. högt berggrundsläge i söder. Denna avlänkning bedöms ha satt spår efter sig då vattenhastigheten sannolikt har varit hög. Det kan således förväntas finnas inslag av grövre material (grus/block) inom detta område. Grundvattennivån i detta område är belägen ca 10 m under markytan. Vidare finns det lokalt i området vid B19 en grop i berget som kan innebära en fälla för PCE. Även i vissa borrningar nedströms tvätten och nedströms B19 mot Örbäcken finns det inslag av silt/lera. Skikten förekommer inte i alla borrningar och bedöms inte hänga ihop med skiktet vid tvätten. Sektioner med marknivå, bergnivå och täta skikt redovisas på ritning X04. 6.1 Konceptuell geologisk/hydrogeologisk sektion nedströms tvätten Det har upprättats två konceptuella geologiska/hydrogeologiska sektioner över de berörda områdena. Sektionernas lägen framgår av Figur 12. I bilaga 6 redovisas en mera komplett konceptuell modell. I Figur 13 visas en konceptuell sektion över geologi och hydrogeologi i sektion A, den sektion som passerar genom tvätten, passerar Kb4 vid Örbäcken och slutar vid Hagälven. Sektionen visar en längdsektion längs grusåsen. Åsen går norr om tvätten i dagen som en åsbildning, vid tvätten syns inte åsen men avlagringen bedöms i stort bestå av en isälvsavlagring med sand i ytan och grus på större djup. Söder om Örbäcken överlagras åsen av ett heltäckande lerlager. 30 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 12: Läge för de konceptuella geologiska sektionerna A och B Grundvattenströmningen går i åsens riktning vilket innebär mot SV. Grundvattenytan är belägen på ca 11 m djup vid tvätten. Grundvatten läcker ut i Örbäcken ca 300 m nedströms tvätten. Viss mängd grundvatten fortsätter under Örbäcken för att sedan läcka ut i Hagälven som utgör en lågpunkt för åsen ca 850 m nedströms tvätten. Grundvattennivåer framgår av Figur 12. 31 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 I och med att Hagälven utgör en lågpunkt strömmar det även grundvatten från områden söder om Hagälven mot Hagälven, se Figur 13. Figur 13: Konceptuell geologisk - hydrogeologisk sektion (Sektion A) genom Hagforstvätten mot Örbäcken och Hagälven, sektion NO-SV längs Hagforsåsen. Tjock blå linje är grundvattennivå, tunna blåa linjer är strömlinjer för grundvatten. Observera att Hagälven utgör en lågpunkt för Hagforsåsen inget grundvatten kan transporteras förbi Hagälven. 32 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 14: Bedömd utbredning av silt/lerskikt vid huvudkällan. Röda skrafferade området motsvarar bedömd utsträckning på förorening i jord. 6.2 Konceptuell geologisk/hydrogeologisk sektion nedströms B19 I området vid B19, där den andra källan finns, beskrivs geologin enligt Figur 15 (läge, se sektion B i Figur 12). Jordlagren består till stor del av friktionsjordar med sand överst och grus på större djup. I detta område finns vissa inslag av silt/lera men förekomsten bedöms inte vara så stor. Där silt/lera förekommer bedöms den till största delen finnas ovan grundvattenytan. Det finns dock vissa skikt av lågpermeabla massor även under grundvattenytan. Det har vid borrning konstaterats att det finns grövre material mot djupet samt indikationer på block och sprickigt berg. Grundvattennivån är belägen på ca 10 m djup. Vatten från Örbäcken läcker in i ravinen uppströms B19, transporteras genom isälvsmaterialet för att sedan läcka ut i Örbäcken strax nedström Kb1. Viss andel strömmar sannolikt förbi Örbäcken och rinner vidare i sydvästlig riktning mot Hagälven. Enligt Modflow läcker det ca 265 m3/d in till magasinet uppströms B19 och ca 880 m3/d läcker ut från magasinet till Örbäcken längre ner i ravinen, se Figur 40. Ca 765 m 3 /d fortsätter vidare neråt i magasinet och läcker slutligen ut i Hagälven. 33 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 15: Konceptuell geologisk - hydrogeologisk sektion (Sektion B) från Örbäcken vid B19 via Kb1 till MIP1117. 6.3 Geologiska typmiljöer i Hagfors Ur NRC 2005 och ESTCP 2011 har följande hämtats om geologiska typmiljöer. Det finns fem typer av geologiska miljöer. De olika typerna beskrivs enligt Tabell 6. I Hagfors bedöms den geologiska typmiljön vid huvudkällan intill tvätten bestå av en alternativt två olika typer; främst typ III (Granulärt media med moderat till hög heterogenitet) i grusåsen och eventuellt med en inbäddad typ II i silten (granulärt media med låg heterogenitet och låg hydraulisk konduktivitet). Vid den sekundära källan i området vid B19 bedöms typ III beskriva förhållandena väl. 34 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 16: Geologiska typmiljöer enligt NRC 2005. Att förstå hur en PCE förorening beter sig i de olika typmiljöerna är av stor vikt när åtgärder skall föreslås. I en typ III typmiljö kan heterogeniteten innebära att det finns hydrauliskt stagnanta zoner i systemet. Dessa stagnanta zoner fångar PCE under tiden läckaget pågår för sedan att läcka de åter till den permeabla delen av grundvattenmagasinet. De mera finkorniga partierna har i sig en stor effektiv yta som kan adsorbera större mängder PCE än de grövre materialen i magasinet. Ofta finns det även högre halt organiskt kol i de finkorniga skikten jämfört med vad som finns i de grövre vilket även innebär en större adsorptionsförmåga. PCE kommer via diffusion att leta sig in i de finkorniga lagren och adsorberas där. Om PCE i de grövre skikten saneras, eller tvättas bort av naturlig grundvattenströmning, kommer förorening i de finkorniga lager sakta att diffundera ut till de grövre lagren och således underhålla höga halter i en plym länge efter att fri fas har avlägsnats. En Geologisk typmiljö typ II är i princip hydraulisk stagnant. Den primära transportprocessen är via diffusion. PCE som har diffunderat in i de finkorniga massorna kommer 35 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 under lång tid att kunna underhålla en nedströms plym med höga halter PCE, se förra stycket. Tabell 6: Beskrivning av geologiska typmiljöer enligt ESTCP 2100 6.3.1 Geologiska typmiljöer vid Huvudkällan (f.d. Hagforstvätten) Vid huvudkällan finns det främst geologisk typmiljö III, se Figur 17. Eventuellt kan man tänka sig att även typmiljö II återfinns i den mäktiga siltkropp som är belägen strax nedströms tvätten. I figuren redovisas även föroreningsgraden i respektive geologisk typmiljö med två st Fjorton modulers modeller. För beskrivning av Fjorton modulers modell se stycket 7.2. 36 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 17: Geologisk typmiljö vid Huvudkällan med bedömd föroreningsgrad (Del av profil A-A ) I huvudplymen framgår det tydlig att det finns en stor silt/lerkropp uppe vid huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten. Denna finkorniga avlagring är belägen både över och under grundvattenytan. I plymen nedströms finns det viss förekomst av finkorniga lager både över och under grundvattenytan. 37 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 6.3.2 Geologisk typmiljö vid den sekundära källan i området vid B19 Vid B19 är det en geologisk typmiljö III, se Figur 18. Grundvattenmagasinet består främst av grus och sand men det finns lokalt även finare skikt. Föroreningsgraden beskrivs av den Fjorton modulers modell som ingår i figuren. De lågpermeabla skikten har tonats ner något p.g.a. att vi anser att andelen finkornigt material är relativt liten. Figur 18: Geologisk typmiljö vid B19 med bedömd föroreningsgrad (Del av profil B-B ) 38 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 7. PCE förorening 7.1 Källområden Det finns två kända källområden, dels huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten, dels källan vid brunn B19, se Figur 19. Figur 19: Huvudkälla vid f.d. Hagfortvätten samt sekundär källa vid B19 (Ungefärlig omfattning). Huvudkällan har bildats direkt från PCE som läckt ner till den underliggande jorden från tvättmaskinerna och hanteringen av PCE i tvättprocessen. Den sekundära källan har tillkommit genom att PCE har avletts till dagvattenledningen. PCE har tillförts grundvattenmagasinet vid B19 dels via den läckande dagvattenledningen men främst via utströmmande dagvatten från dagvattenledningens mynning. Örbäcken, som går i botten av ravinen, har en vattennivå som är högre belägen än grundvattennivån i magasinet vid 39 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 B19. En del av den PCE-förorening som nått Örbäcken har sedan återinfiltrerats till grundvattenmagasinet. I Figur 20 redovisas resultat från en passiv mätning av porgas längs dagvattenledningen samt i slänten ner mot Örbäcken. Där framgår det tydligt att det finns spår av PCE vilket styrker vad som ovan sagts. De två källområdena har vardera en tillhörande plym. Från källområdet vid f.d. Hagforstvätten går det en plym som till stor del läcker ut i Örbäcken vid Kb4. Från det sekundära källområdet går det en plym som till stor del läcker ut i Örbäcken vid Kb1. Strax uppströms B19 läcker vatten från Örbäcken in till grundvattenmagasinet. Viss mängd PCE fortsätter under Örbäcken vidare ner mot Hagälven i sydvästlig riktning. Figur 20: Passiv provtagning längs dagvattenledning mot ravinen vid Örbäcken samt i slänt ner mot Örbäcken (Redovisning av mängd PCE (ng)) Då PCE sannolikt tillförts dagvattenledningen under lång tid bedöms det sannolikt att det tidigare, under tiden tvätten var i drift, har tillförts större mängder per år till Örbäcken än de 120 130 kg som nu kan uppmätas. Den större delen av tillförseln bedöms ha skett 40 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 direkt från dagvattenledningens mynning. En del av denna PCE kan ha inlagrats i bäckens bottensediment. Bottensedimenten har inte undersökts. 7.2 Bedömd föroreningssituation i Hagfors fördelning mellan faserna fri fas, löst fas, adsorberad fas och gasfas. Förorening med klorerade alifater typ PCE är komplexa då föroreningen kan förekomma i många faser som är avhängiga av varandra, se Figur 21. Om sanering av PCE genom t.ex. porgasextraktion utförs kommer PCE att överföras från eventuell fri fas, från vattenfas och adsorberat fas till gasfas för att återställa jämvikt. Figur 21: Fasfördelning och jämviktskonstanter (NV 2007) I NRC 2005 har det framtagits en Fjorton modulers modell (Fourteen Compartment Model), se Figur 22. I den redovisas dels de olika faser (ångfas, fri fas, löst fas och adsorberad fas) som försöker stå i jämvikt enligt vad som visas i Figur 21. Dels så har tabellen delats upp på lågpermeabla och högpermeabla zoner i källområdet och i plym. Det innebär 14 olika moduler (två moduler, de som representerar fri fas i plym, är per definition inte aktuella). Fjorton modulers modellen kan sägas vara en modell som ger en enhetlig syn på föroreningssituationen av klorerade alifater i olika geologiska typmiljöer. 41 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 22: Fjorton modulers modell (Fourteen Compartment Model) 7.2.1 Faktorer som spelar roll för inlagring av PCE i lågpermeabla material (silt/lera) Geologi; permeabla zoner inbäddade i lågpermeabla material gynnar diffusion in i de lågpermeabla materialen sannolikt fallet i Hagfors Koncentration; Hög koncentration PCE (Fri fas) gynnar diffusion in i de lågpermeabla materialen sannolikt fallet i Hagfors Stabila föroreningar (PCE bryts ner marginellt i aerob miljö) sannolikt fallet i Hagfors Grundvattenmagasin med låg grundvattenhastighet sannolikt inte fallet i Hagfors. Hög hastighet på grundvattnet gynnar frigivning. Jordart med hög halt organiskt material sannolikt inte fallet i Hagfors Platser där stora mängder har släppts löst sannolikt fallet i Hagfors Platser med föroreningstillförsel under lång tid sannolikt fallet i Hagfors Om det finns stora mängder PCE lagrade i lågpermeabelt material innebär det att: PCE kommer att friges under lång tid från det lågpermeabla materialet till de högpermeabla zonerna PCE kommer att inlagras i matrix i plymen nedströms PCE lagrad i matrix i nedströms plym kan, även om källan uppströms saneras till nästan 100 %, underhålla ett läckage till plymen under lång tid (tiotals år). I källområden som saneras endast m.h.t. högpermeabla zoner, finns det stor risk för att stor massa av PCE lagrad i lågpermeabla massor kommer att diffundera ut till de högpermeabla zonerna och skapa en s.k. rebound (återfjädrings) effekt. Om föroreningen är gammal kan fri fas i de högpermeabla zonerna ha tvättats bort medan stora mängder finns kvar i de lågpermeabla massorna. 42 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 7.2.2 Stadier för plymerna I ESTCP 2011 talas det vidare om tre stadier för plymer: tidigt stadium (strax efter utsläpp, merparten PCE finns som fri fas) medelstadium (ca 50 % av fri fas har övergått i andra faser gas, grundvatten och adsorberat på jord). Stora plymer i grundvatten och porgas kan förekomma sent stadium, ingen fri fas finns. Plymer i permeabla zoner kan underhållas av desorbtion back diffusion från lågpermeabla zoner under grundvattenytan (främst) i källzonen och i plym. Föroreningen i Hagfors bedöms återfinnas i ett medelstadium (fri fas finns, kraftiga plymer i grundvattnet finns) I Figur 26 och Figur 27 respektive Figur 28 redovisas även förväntad föroreningsgrad för de olika faser och i låg och högpermeabla skikt i källzon och i plym för huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten respektive den sekundära källan vid B19. Modellen är viktig för att förstå de processer som aktiveras när olika åtgärder sätts in. 7.3 Beskrivning av föroreningssituationen med fjorton modulers modell Beskrivningen av föroreningssituationen för huvudkällan och den sekundära källan har utförts med Fjorton modulers modell. I ESTCP 2011 anges att det är ungefär en tiopotens som skiljer föroreningsgraden åt mellan de olika föroreningsnivåerna. Föroreningsgraden bedöms genom halter i grundvattnet. Se Figur 23 för förklaring samt redovisning av reningsgrad. Figur 23: Föroreningsgrad och ungefärlig motsvarande halt i grundvatten 7.3.1 Bedömd föroreningssituation vid huvudkällan i Hagfors Vid huvudkällan bedöms det genom tiderna ha spridits en stor mängd förorening. Föroreningssituationen beskrivs i ett tidigt stadium enligt Figur 24. Merparten av föroreningen finns i högpermeabla lager i form av fri fas, sannolikt även i löst fas, viss påverkan på 43 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 andra faser i de högpermeabla lagren samt på alla faser i de lågpermeabla lager. Plymen har inte hunnit bli speciellt förorenad än. Figur 24: Tidigt stadium för föroreningen (1970-1980 tal) vid huvudkällan i Hagfors (Geologisk typmiljö III) Huvudkällan har åldrats sedan de största utsläppen. Främst har förorening trängt in i de lågpermeabla lagren vilket illustrerats med minustecken i Figur 25. Föroreningspåslaget kan karaktäriseras som antingen negativt eller positivt beroende på vad påslaget medför i gällande lager. Fri fas har gått från de högpermeabla lagren till de lågpermeabla. Även i de högpermeabla lagren eftersträvas en jämvikt mellan faser. Vad som dock påverkar de högpermeabla lagren är att föroreningen i fri fas och även till dels i löst fas tvättas ur av det stora grundvattenflödet. Förorening som lämnar huvudkällan läcker ut till plymen där jämvikt eftersträvas. Viss mängd löst förorening transporteras till Örbäcken där den läcker ut. Figur 25: Omvandling från tidigt stadium till medelstadium för huvudkälla. Processer som påverkar är dels strävan efter jämvikt mellan olika faser, urtvättning av fri fas och löst fas från högpermeabla lager vilket innebär läckage till plym där fasjämvikt eftersträvas. Fortfarande bedöms det finnas en stor mängd förorening kvar i huvudkällan. I lågpermeabla skikt bedöms föroreningsmängden vara potentiellt stor stor i alla faser. I högpermeabla lager bedöms i dagsläget fri fas ha tvättats bort av grundvattenströmmen och föroreningsgraden bedöms således vara liten. Grundvattenföroreningen bedöms vara 44 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 potentiellt stor medan föroreningsgraden på adsorberat på jord samt i porgas bedöms som stor. Föroreningssituationen illustreras i Figur 26. Förorening i stora mängder förekommer både över och under grundvattenytan vid huvudkällan. I plymen är föroreningshalten i grundvattnet stor medan föroreningsmängden är måttligt stor. Per definition kan det inte finnas förorening i fri fas i plymen. Sannolikt är både föroreningsmängden i ångfas och adsorberat till jord måttlig, se Figur 26. Figur 26: Dagens föroreningssituation (medelstadium) vid huvudkällan i Hagfors (Geologisk typmiljö III) Inne i siltkroppen vid huvudkällan bedöms det finnas potentiell stor föroreningsgrad för fri fas och grundvattnet samt för förorening adsorberat på jord, se Figur 27. Figur 27: Föroreningssituationen i siltkroppen (medelstadium) vid huvudkällan i Hagfors (Geologisk typmiljö II) 7.4 Bedömd föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 i Hagfors Vid den sekundära källan intill B19 är situationen annorlunda än vid huvudkällan.den största skillnaden är att föroreningen främst förekommer under grundvattenytan och då gärna nära bergets överyta. Vidare skiljer sig sannolikt geologin åt på så sätt att det inte finns så mycket lågpermeabla lager under grundvattenytan vid B19. 45 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Vad som även är speciellt vid B19 är att föroreningen har hamnat i en djuphåla i berget vilket innebär stor risk för att föroreningen har fångats som fri fas. Föroreningsgraden bedöms vara stor i främst fri fas men även i adsorberad fas. Grundvattenhalterna är höga men mängden bedöms måttlig. Föroreningen bedöms främst föreligga i högpermeabla lager. De högpermeabla lagren har sannolikt inte tvättats ut på samma sätt som vid huvudkällan då föroreningen är fångad i en djuphåla i berget. Föroreningegraden i ångfas bedöms vara måttliga. Vid B19 återfinns föroreningen främst på ca 20 m djup under ca 10 m vatten vilket kan innebära och förutsättningarna för att PCE skall förångas är små. Figur 28: Dagens föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 (medelstadium) i Hagfors. Geologisk typmiljö III Föroreningshalten i grundvattnet i plymen bedöms som hög medan mängden bedöms som måttligt hög. Potentiellt stor föroreningsmängd finns adsorberat i plymen. 7.5 Föroreningsmängder i källområdena Föroreningsmängden PCE har beräknats, med hjälp av bedömd förorenad volym och medelhalt på uttagna prover, till ca 750 kg vid huvudkällan och ca 3 000 kg vid den sekundära källan. Denna uppskattning bedöms, med tanke på att det har uppmätts ett utläckage till Örbäcken på 120 130 kg PCE/år, vara alltför låg och speciellt då vid huvudkällan. Enbart från första mätningen 2008 till mätningen 2011 har det läckt ut ca 400 kg PCE. Utläckagets storlek har inte nämnvärt ändrats. Den första undersökningsomgången av grundvattnet utfördes för knappt 20 år sedan. Om samma mängd per år har läckt ut har drygt 2,5 ton transporterats ut i Örbäcken under denna tidsperiod. Det är ca 40 år sedan tvätten startades vilket medför att ca 5 ton kan ha läckt ut till Örbäcken (utläckaget var sannolikt större tidigare men det gick troligen några år innan utläckaget började). Försök har gjorts för att försöka korrelera MIP-sonderingarna med halter i jord för att beräkna mängden. Den mängd som då framkom var ca 100 ton för huvudkällan och ca 6 ton för den sekundära källan. Mängden för huvudkällan anses alltför stor, vid den sekun- 46 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 dära källan bedöms storleksordningen vara realistisk men där finns det inte så många MIP-sonderingar att räkna på. Det bedöms, bl.a. med hänsyn till resultaten men även enligt vad som sägs i litteratur, inte vara möjligt att göra denna omvandling. MIP-sonderingarna ger ändå värdefull information. MIP sonderingarna kan indikera residual fri fas i nivån 7-8 m i ett antal punkter (MIP1011, MIP1013, MIP1014, MIP1020, MIP1022, MIP1025, MIP1026, MIP1031, MIP1127 och MIP1128). I MIP1014, MIP1015, MIP1016 och MIP1128 kan residual fri fas indikeras på större djup (15 16 m). I huvudkällan vid tvätten bedöms det finnas några tiotals ton PCE. Om det finns fri fas kan mängden kraftigt öka. Vid den sekundära källan bedöms mängden uppgå till 10 ton. Vid den sekundära källan har fri fas detekterats. Källan är belägen i en djuphåla i berget som kan medföra att PCE i fri fas fångas. Det finns dessutom ett tunt lager av morän ovan ett sannolikt ytsprickigt berg som innebär att fri fas kan bli mera svåråtkomligt för strömmande grundvatten. Om fri fas har fångats i stor omfattning kan mängden vara väsentligt större. Föroreningens utbredning bedöms relativt väl avgränsad i östlig, sydlig och västlig riktning. I nordlig riktning begränsas den av den undersökning som utfördes i samband med saneringen 2003/2004. Avgränsningen mot djupet bedöms även vara god. Vad som dock är viktigt att komma ihåg är att MIP-sonderingarna, som utfördes i ett rutnät med c-c 10 m ändå kan vara för glest för att fånga upp PCE som perkolerar ner genom (ofta) begränsade ytor. 7.6 Föroreningsmängd i grundvatten Medelhalt och beräknad mängd klorerade alifater för olika delområden i grundvattenmagasinet redovisas i Tabell 3. Observera att det i djupaste nivån i B19 förekommer fri fas. Halten har reducerats till lösningsgränsen för PCE. Tabell 7: Beräkning av medelhalt, standardavvikelse och mängd i huvudplym nedströms f.d. Hagforstvätten, sekundär plym nedströms B19, nedströms Örbäcken och övriga grundvattenmagasinet. Beräkningen baseras på uppmätta halter i provtagningsomgången 2010-2012 47 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Mängden PCE uppgår till totalt ca 1 ton. Totalt sett bedöms mängden i grundvattnet vara av en realistisk storleksordning. 7.7 Grundvattenhalter över tid Det har genomförts en statistisk bedömning av grundvattenhalter över tid för de provtagna brunnarna i Hagfors (Sweco 2011b). Bedömningen har gjorts med dataprogrammet Maros (AFCEE 2006). Följande villkor för den statistiska analysen gäller: Antalet brunnar (provtagningspunkter) måste vara minst fyra stycken. (Uppfylls) Det måste ha analyserats minst fyra analysomgångar per brunn. (Uppfylls) Det bör ha utförts minst sex provtagningsomgångar i grundvattenmagasinet. (Uppfylls) Om riktlinjerna i ASTM (1988) skall följas krävs det ett minimum av mer än ett års kvartalsvis provtagning i 4 5 brunnar för att säkerställa en trend (Uppfylls nästan) I Hagfors har det analyserats ett antal klorerade alifater och även ett antal redox- och allmänna parametrar. Efter samråd med SGU har följande parametrar valts PCE (huvudförorening) TCE (dotterprodukt) Cis1,2-DCE (dotterprodukt) Cl (kloridjon, dotterprodukt) Dotterprodukten VC har inte valts då den har detekterats i ytterst få analyser, det samma gäller dotterprodukten eten. Någon redox- eller allmän parameter har ej heller valts då grundvattenmagasinet till stor del är aerobt och det innebär att dessa parametrar inte visar på någon stor variation. I Hagfors finns det dessutom ett antal brunnar med upp till 5 filter på olika djup. MAROS kan inte användas 3-dimentionellt och vi har därför använt den högsta halten (av maximalt 5 halter) i vardera punkt för den statistiska bedömningen. I Maros har det utförts statistisk trendanalys med dels linjär regressionen, dels med en icke-parametrisk test med namn Mann-Kendall. Under optimala förhållanden antas naturlig nedbrytning av PCE att ske enligt en första ordens exponentiell nedbrytning. För att beskriva denna trend används linjär regression på logaritmerade halter. Om analysdata inte följer en normalfördelning kan en icke parametrisk analys vara lämpligt att använda. Mann-Kendall är en icke parametrisk metod som fokuserar på hur analysparametrarna rankas (är en halt större, lika eller mindre än föregående halter). Fördelen med icke parametriska tester är att extremvärden, som kan påverka linjär regression kraftigt, inte slår genom på samma sätt. Linjär regression kommer dock att utgöra en bättre trendanalys 48 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 om data är normaldistribuerade. I Hagfors följer halterna relativt väl en lognormalfördelning varför resultatet från den linjära regressionsanalysen bör väga tyngst. Resultatet sammanfattas i Tabell 8. För PCE bedöms de flesta mätserierna inte ha någon trend. Det kan indikera att det inte sker något nämnvärt med PCE i grundvattnet vad gäller nedbrytning. (Vi vet att större delen av grundvattenmagasinet är aerobt vilket innebär att reduktiv deklorering inte kan förekomma). Två - fyra brunnar skiljer sig dock från övriga. I B4, som är belägen uppströms, finns en ökande trend i båda testerna. Detta är anmärkningsvärt då denna brunnen inte kan påverkas av Hagforstvätten. Halterna är dock låga. Den andra brunnen som skiljer sig är B10, belägen nedströms Örbäcken. Där visar båda modellerna på en avtagande trend. I Kb4 visar Mann-Kendall på en sannolikt avtagande trend medan den linjära regressionen visar en stabil trend. I den Lineära regressionen visar Kb1 en ökande trend medan det inte finns någon trend enligt Mann-Kendall. För TCE gäller, som för PCE, att det inte finns någon trend för ett antal brunnar. Trenden är ökande för B2 och Kb1 för Mann-Kendall och Linjär regression samt stabil i Kb4 och B10 för Mann-Kendall medan den är ökande/sannolikt ökande för Kb4, B10 och B8 i den Linjära regressionen. För 1,2-cisDCE gäller, som för PCE, att det inte finns någon trend för ett antal brunnar. I B3, B5 och B9 är det en ökande/sannolikt ökande trend för både för Mann-Kendall och Linjär regression. B10 har en stabil trend för Mann-Kendall. För Linjär regression visar Kb1, B8 och B6 en ökande trend medan B10 har en avtagande trend. För klorid är trenden tydlig både för Mann-Kendall och Lineär Regression, halterna ökar i stort sätt alla brunnar för både testerna (med hög konfidens). Det indikerar att PCE kan ha brutits ner. 49 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Tabell 8: Sammanställning av resultat från Mann-Kendall och Lineär regressionsanalys. I = ökande trend (Increasing), PI = sannolikt ökande trend (Probably increasing), S = stabil trend, PD = sannolikt minskande trend (Probably decreasing), D = minskande trend (Decreasing), NT = Ingen trend (No trend), N/A = ofullständigt underlag (Not Apliccable) 50 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 7.8 Spridning av föroreningar Föroreningsspridningen förklaras med stöd i geologi/hydrogeologi, geologisk typmiljö samt föroreningsförekomst. Bergets topografi spelar, speciellt vid B19, stor roll. I Figur 29 visas en 3D bild av bergets topografi. Figur 29: Bergnivåer. Möjlig transportväg för fri fas från huvudkälla till djuphåla vid Örbäcken samt djuphåla vid B19 7.8.1 Spridning av förorening från huvudkällan Vid huvudkällan har PCE, som tidigare beskrivits, avrunnit på överkant silt/lerkroppen och infiltrat ner genom och diffunderat in i den silt/lerkropp som är belägen i dödisgropen intill tvätten. Silt/lerkroppen är dels belägen över grundvattenytan, dels under. Föroreningssituationen redovisas som en sektion i Figur 30 och i plan i Figur 31. Den fria fas som tidigare funnits i de högpermeabla lagren, och som då sannolikt utgjorde den största mängden PCE, bedöms ha övergått till andra faser (ångfas, löst i grundvattnet och adsorberat på jorden). En del har diffunderat in i den mäktiga lågpermeabla silt/lerkroppen som finns i området. Vi kan med MIP-sonderingen konstatera att det finns 51 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 skikt med kraftig förorening (sannolikt residual fri fas i de lågpermeabla skikten) på 7-8 m djup samt på 16-18 m djup. I dagsläget är situationen sannolikt så att PCE diffunderar ut från de lågpermeabla lagren till högpermeabla lager och transporteras bort med grundvatten, vilket innebär att den kraftiga plym som finns nedströms tvätten ständigt tillförs ny förorening. Medelhalten PCE i denna plym är ca 3 300 µg/l. Mängden löst i huvudplymen beräknas vara ca 500 kg. Figur 30: Konceptuell modell: Spridning av löst PCE från förorening vid Huvudkälla. (Mellan varje vertikalt streck är det 100 m avstånd, horisontellt är det 10 m mellan varje streck skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Från källan och från plymen avgår PCE i ångfas. Denna ångfas kan tränga in i hus belägna över källa/plym och skapa problem med inomhusmiljön. Mätningar har utförts i tre privata bostäder samt i f.d. Hagforstvättens lokaler och i den nedströms belägna Janssons Lokalservice. Det har konstaterats PCE i låga halter i alla mätpunkter. Halterna är dock under långt under de framtagna riktvärdena förutom i en provpunkt i källaren i Janssons Lokalservice. Det har vid borrningar redovisats vissa inslag av lågpermeabla lager i plymen. Omfattningen är inte känd men den bedöms inte vara stor. Dessa lågpermeabla lager har lad- 52 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 dats med PCE genom diffusion från PCE i plymen. Om källan saneras kommer PCE att åter diffundera till plymen. Om omfattningen av lågpermeabla skikt är stor kan plymens haltnivå komma att upprätthållas även om källan saneras med lyckat resultat. Halterna av nedbrytningsprodukter är låga och grundvattnet är aerobt vilket är indikationer på att det inte sker nämnvärd naturlig nedbrytning av PCE i plymen. Figur 31: Föroreningsplymer baserad på halt i grundvatten och utläckage vid Örbäcken. Plym från huvudkälla: röd rosa, Plym från sekundär källa vid B19: röd rosa. Gul punkt visar PCE > 2 000 µg/l i grundvatten samt CHC > 100 µg/l i utläckande grundvatten till Örbäcken. Viss mängd PCE löst i grundvattnet passerar Örbäcken och transporteras ner mot Hagälven där det läcker ut. Sannolikt bryts PCE ner i de mäktiga organiska jordarna som finns vid Hagälven innan grundvattnet når ytvattnet i Hagälven. Medelhalten i grundvattnet söder om Örbäcken är ca 75 µg/l. Mängden PCE i grundvattnet söder om Örbäcken beräknas vara ca 50 kg. Det finns ett utläckage av grundvatten till Örbäcken på i storleksordning 120-130 kg PCE/år. Medelhalten i Örbäcken 2010-2011 var 42 µg/l. Från mätning av klorerade alifater i utläckage längs Örbäcken kan det konstateras tre delområden där högre halter förekommer. I sektion Ö20 och Ö40 förekommer höga halter, likaså i sektionerna från Ö140 53 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 till Ö200 samt mellan Ö380 och Ö420. Halterna i Ö20 och Ö40 bedöms härstamma från plymen nedströms huvudkällan. Halterna i punkterna i området Ö140 till Ö200 kan eventuellt även orsakas av huvudplymen genom att en delström avleds i sidled till Örbäcken som i detta område går i en meanderbåge nära plymen. Alternativt kan de två första områdena med högre halter (Ö20 och Ö40 samt Ö140 till Ö200) indikera att det finns två plymer, en (Ö20 och Ö40) som har sitt ursprung i föroreningarna som går i lösning uppe vid huvudkällan, en (Ö140 till Ö200) som har sitt ursprung i en eventuell sekundär källa i djuphålan vid Örbäcken. För vidare beskrivning av detta alternativ se stycket 7.8.2. Utläckaget i Ö380 till Ö420 har sitt ursprung i den sekundära källan vid B19. Läget för mätpunkterna framgår av Figur 31. 7.8.2 Alternativ spridning av förorening från huvudkällan Det kan finnas ett alternativt scenario vid huvudkällan. Om fri fas har trängt ner till berget i stor omfattning kan denna fria fas rört sig och runnit på berget ner mot en djuphåla vid Örbäcken där det i så fall skapats en sekundär källa med en tillhörande plym. Även i djuphålor i berget på vägen ner mot Örbäcken kan det i så fall ha ansamlats fri fas. Berget i djuphålan har sannolikt en sprickig yta där PCE kan tränga in (lägre seismisk hastighet har registrerats i berget i detta område). Scenariot bedöms inte som sannolikt av två orsaker. Dels har ingen hög halt kunnat konstateras ner mot berget i de borrningar och MIP-sonderingar som utförts vid huvudkällan, dels så indikerar mätning av halterna i Örbäcken att det sker ett utläckage från två plymer dels den nedströms B19 (där ca 2/3 av mängden bedöms strömma ut) och dels från huvudplymen (där 1/3 av mängden bedöms strömma ut). I stycket 7.9: Beräkning av massflux" beräknas 2/5 av fluxen ske i huvudplymen medan 3/5 av fluxen sker i den sekundära plymen. Även resultat från beräkningen av flux indikerar att större mängd PCE transporteras i den sekundära plymen. Om fri fas har strömmat längs berget till djuphålan vid Örbäcken som tidigare diskuterat kommer även denna sekundära källa att ge upphov till förorening löst i grundvatten, se Figur 32. I Figur 7, Figur 8 och Figur 9 där resultat från MIP sonderingen redovisas i 3D, förefaller plymen dyka efter B30 (d.v.s. vid djuphålan i berget). Det kan eventuellt vara en indikation på att fri fas kan finnas. 54 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 32: Konceptuell modell: Spridning av löst PCE från bergssprickor i djuphåla. (Mellan varje vertikalt streck är det 100 m avstånd, horisontellt är det 10 m mellan varje streck skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Modellen visar även läckage av ångor till hus samt att viss mängd PCE i vatten transporteras mot Hagälven förbi Örbäcken. Grön rektangel: sanering av jord under tvätten 2003-2004. Om fri fas har transporterats ovan berget, eller i ytliga bergssprickor, från tvätten till djuphålan vid Örbäcken kommer det att bildas en sekundär källa om mängden PCE är tillräckligt stor. Denna källa kan tänkas läcka ut i Örbäcken i området Ö140-Ö200 och således vara ursprunget till de förhöjda halterna i denna sektion av Örbäcken, se Figur 33. 55 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 33: Föroreningsplymer. Plym från huvudkälla: röd rosa, Plym från sekundär källa vid B19: röd rosa, Plym från sekundär källa vid Örbäcken: röd - blå. (färgerna motsvarar färger i konceptuella modeller (Figur 32). Gul punkt visar PCE > 2 000 µg/l i grundvatten samt CHC > 100 µg/l i utläckande grundvatten till Örbäcken. Beträffande Kb1 - Kb4. Provtagning 1994 utfördes i schaktbrunnar (markerade som cirklar med namn inuti), senare provtagning i Kb1 och Kb4 har utförts i grundvattenrör där betäckning står. 7.8.3 Spridning av förorening från den sekundära källan Vid den sekundära källan har PCE i fri fas, som tidigare beskrivits, infiltrerat främst vid dagvattenledningens mynning men i viss grad även från hål på ledningen. Föroreningssituationen redovisas som en sektion i Figur 34 och i plan i Figur 31. Merparten av föroreningen återfinns strax ovan berg, dels som fri fas, dels adsorberat och löst i grundvattnet. Det bedöms inte finnas någon stor mängd PCE över grundvattenytan. Lokalt vid dagvattenledningens mynning och till viss grad längs dagvattenledningen bör det dock finnas en viss mängd adsorberat på jorden. Det har konstaterats att fri fas finns strax ovan berget i B19 samt sannolikt i några uppströms MIP-sonderingar. Halterna i grundvattnet är höga. Medelhalten PCE i plymen är ca 9 500 µg/l. Mängden löst PCE i den sekundära plymen beräknas vara ca 500 kg. 56 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 I dagsläget kan situationen vara så att PCE i fri fas som finns i högpermeabla lager nere mot berget och som i normala fall skulle lösts ut av grundvattenströmmen, inte påverkats i tillräcklig grad så att all fri fas har lösts ut. Detta p.g.a. att grundvattenströmningen i den djuphålan där föroreningen är belägen hindras/bromsas av den bergtröskel som är belägen nedströms källan mellan B37 och B38. Vid borrningen av B19 kunde det även konstateras att det finns ett tunt moräntäcke under gruset ovan berg med lägre genomsläpplighet. Borrningarna som utförts med Jord-Berg sondering kan även indikera att berget är något ytsprickigt och löst i ytan. Detta innebär att fri fas kan tränga in i morän och sprickor i berget och på så sätt bli mera svåråtkomlig för utlösning i strömmande grundvatten. Figur 34: Konceptuell modell över föroreningsspridning i området vid B19. Observera att höjdskala är 10 ggr längdskalan. 7.9 Beräkning av massflux För att få ett begrepp om hur stor mängd PCE som transporteras årligen i grusåsen har en beräkning av massflux utförts i en sektion från MIP1126 till Ö520, se, Figur 35. Beräkningen har utförts i en Excelapplikation kallad Mass Flux Toolkit. Data från följande sonderingar/borrningar har använts: MIP1126, MIP1125, MIP1124, B30, B17, B29, B2, B16, B34, B35, B36, B37, B25 och Ö520. Det har antagits en uniform hydraulisk konduktivitet K = 1E-3 m/s samt en uniform gradient i = 0,014. Ingångsdata vad gäller PCE-halt och filternivå/storlek har hämtats från bilaga 2. För MIP1126, MIP1125, MIP1124 där inget utslag har konstaterats med MIPén har halterna satts till 0.1 57 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 µg/l. I Ö520 har ingen halt uppmätts i ett ytligt prov (sannolikt p.g.a. att vatten läcker in från Örbäcken till magasinet) och halten har även här satts till 0.1 µg/l. Resultat från beräkningen visas i Figur 36. Fluxen genom den ovan beskrivna sektionen (från MIP1126 till Ö520) uppgår enligt beräkningen till ca 450 kg PCE/år. I Figur 37 har påverkan av PCE i Örbäcken beräknats på grundval av den ovan beräknade fluxen. Halten har beräknats till att vara max 130 µg/l vid ett medelflöde i Örbäcken på 110 l/s om all förorening skulle avbördas till Örbäcken från grundvattenmagasinet utan någon förlust. Från mätningar i Örbäcken vet vi att fluxen där är ca 130 kg PCE/år, d.v.s. ca 1/3 av totala fluxen i grundvattenmagasinet, se Figur 38. Resterande förorening bryts ner, avgår till luft samt viss del strömmar vidare med grundvattenflödet. Det innebär att halten i Örbäcken borde, på grundval av uppmätt flux i Örbäcken, vara ca 1/3 av 130 µg/l = ca 45 µg/l. Uppmätt maxhalt är 86 µg/l under mätningen 2008 och 77 µg/l under mätningen 2011. Medelhalterna var 26 µg/l 2008 och 42 µg/l 2011. Figur 35: Sektion för beräkning av massflux (Mip1126-Ö520, röda linjen) 58 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 36: Beräkningsresultat för Massflux genom sektionen mellan MIP1126 och Ö520. Fluxen beräknas vara ca 450 kg PCE/år Figur 37: Beräkning av påverkan i Örbäcken. Beräknad maxhalt i ytvattnet beräknas vara 130 µg/l vid medelflöde 110 l/s. Då endast ca 1/3 av fluxen läcker ut i Örbäcken medför det en beräknad halt i Örbäcken på ca 45 µg/l. I Sweco 2008 har massfluxen bedömts vara av samma storleksordning som den beräknade massfluxen 2012 (ca 500 kg PCE 2008, ca 450 kg PCE/år 2012). 59 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Ovan bedömdes att halten i Örbäcken borde uppgå till ca 45 µg/l. Medelhalt i mätningarna var 26 µg/l år 2008 och 42 µg/l år 2011 vilket är av samma storleksordning. Det indikerar att antaganden angående nedbrytning och avgång av PCE från grundvattnet är rätt. I Figur 38 redovisas den beräknade fluxen i grundvattenmagasinet (avrundat till 500 kg PCE/år), flux i Örbäcken, nedbrytning mm. Figur 38: Sammanställning av massflux av PCE i grundvattenmagasinet via sektion mellan MIP1126 och Ö520 (Beräknat med Mass Flux Toolkit) samt i Örbäcken, avgång via porgas mm (Avrundade siffror). Resultatet redovisas i Figur 38. Den totala fluxen har avrundats till ca 500 kg/år i sektion MIP1126-Ö520. 200 kg/år bedöms komma från huvudkällan vid tvätten, 300 kg/år från det sekundära källområdet vid B19. 60 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Det bedöms ske en viss avgång via porluft. Mängden har beräknats vara av storleksordning några 10-tals kg vilket är litet jämfört med den totala fluxen men denna avgång kan, om de rätta förutsättningarna finns, skapa problem i inomhusluften. Av de 500 kg PCE som beräknas transporteras i åsen bedöms ca 150 kg passera under Örbäcken mot Hagälven och ca 350 kg bedöms läcka ut till Örbäcken. I Figur 47 redovisas prov på utläckande grundvatten till Örbäcken. Där framgår det att det sker en relativt stor nedbrytning i strandzonen (nedbrytningsprodukterna TCE, CisDCE och VC påvisas i det utläckande vattnet medan det i grundvattnet till största delen endast finns PCE). Det bedöms att ca 50 % bryts ner i strandzonen. Därefter läcker grundvattnet ut i slänten ovanför bäcken och rinner som en film ner mot bäcken. Det bedöms att ytterligare 50 kg PCE/år avgår till luften. I Örbäcken har det uppmätts ca 130 kg PCE/år. I Tabell 9 redovisas flux beräknad dels med Mass Flux Toolkit, dels med transporttid enligt Modflow (se stycke 7.10) kombinerat med medelhalt samt med Zonbudget enligt Modflow kombinerat med medelhalt. Tabell 9: Massflux beräknad dels med Mass Flux Toolkit, dels med transporttid enligt Modflow kombinerat med medelhalt samt med Zonbudget enligt Modflow kombinerat medmedelhalt. Vidare har medelhalt av de tre beräkningssätten angetts. Fluxen som beräknats med programmet MassFlux är lägre än flux beräknat med övriga metoder. I MassFlux beräkningen används halterna i en sektion ca halvvägs ner mot Örbäcken. I de övriga beräkningarna ingår även halterna i källområdena. Antalet prov i källområdena är stort relativt sätt mot antal prov nedströms i magasinet. Dessa prov visar även ofta en mycket högre halt p.g.a. närhet till källzonen och fluxen bedöms därför vara för hög. Fluxen beräknat med programmet MassFlux bedöms vara av rätt storleksordning. 61 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 7.10 Modflowmodellering Modelleringen har utförts med programvaran Visual Modflow 2011.1. Programmet hanterar mättad strömning i tre dimensioner och nyttjar finita differenser för att beräkna en numerisk lösning till de ekvationer som styr grundvattenströmningen i marken. Ingen modellering har utförts av den omättade zonen ovan grundvattenytan. Modflowmodelleringen redovisas i bilaga 9. I Figur 39 redovisas området som modellerats samt randvillkoren. No flow CH +155 m No flow CH +132 m River Figur 39: Redovisning av modellområde och randvillkor. Röd markering = constant head (CH). Blå markering = river. Inget flöde antas ske över modellens långsidor varför dessa modellerats med no flow. Även modellens botten modelleras med no flow. Figurens höjdskala är ökad 5 ggr i förhållande till horisontella skalan. 7.10.1 Resultat från modellen. Flöden till Örbäcken I Figur 40 redovisas var beräknade in- respektive utläckage sker längs Örbäcken. Längs den del av bäcken som är blåfärgad sker inläckage från bäcken till grundvattenmagasinet, vilket stämmer väl med fältmätningar. Längs den del av Örbäcken som är rödfärgad sker utläckage från grundvattenmagasinet till Örbäcken. 62 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Totalt beräknat inläckage till grundvattenmagasinet från Örbäcken längs blåfärgad delsträcka i Figur 40 är 263 m 3 /dag. Totalt utläckage från grundvattenmagasinet till Örbäcken längs röd delsträcka i har beräknats till 879 m 3 /dag. Det flödar en viss mängd vatten förbi Örbäcken. Ca 765 m 3 /d beräknas läcka ut i Hagälven. N Figur 40: In- och utflöden mellan bäck och grundvattenmagasin. Längs blåfärgad delsträcka sker ett inläckage från Örbäcken till grundvattenmagasinet. Längs rödfärgad delsträcka sker utläckage från grundvattenmagasinet till Örbäcken. Beräkning av storleken av utflödet från grundvattenmagasinet till olika delar av Örbäcken har utförts. Resultatet redovisas i Tabell 10 och indelningen av Örbäcken i delsträckor framgår av Figur 41. Beräkningen visar att huvuddelen av utflödet till Örbäcken sker längs zon 2, 3, 5 och 7 vilket med undantag av zon 2 sammanfaller med de sträckor där de högsta föroreningshalterna se Figur 31. Zon 2 är belägen väster om plymen. 63 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 N Figur 41: Indelning av Örbäcken i zoner för beräkning av flöden till bäcken längs olika delsträckor. Tabell 10: Beräknade utflöden från grundvattenmagasinet till Örbäcken längs olika delsträckor av Örbäcken enligt indelning i Figur 41. Zon Utflöde (m 3 /dag) Utflöde (l/s) 2 185 2.1 3 139 1.6 4 97 1 5 181 2.1 6 52 0.6 7 187 2.2 64 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 7.10.2 Flödesmönster Flödesmönster har i huvudsak studerats med hjälp av partikelspårning samt genom beräkning av flödesriktningar En projektion av partikelbanorna redovisas i Figur 42 och kan jämföras med uppmätta halter längs bäcken i Figur 31. I Figur 42 redovisas flödesmönster i en längdsektion genom huvudplymen från tvätten till Örbäcken. Av Figur 42 framgår att grundvatten uppströms kroppen med finkornigt material strömmar ner i djupare och mer genomsläppligare markskikt och passerar under silt-/lerkroppen. En del grundvatten strömmar sedan upp i ytligare marklager för att lämna modellen genom randen vid Örbäcken (river). Resterande grundvatten som inte strömmar ut i Örbäcken passerar under Örbäcken för att så småningom nå modellens södra rand som utgörs av Hagälven (CH). Strömningspilarna i tvärsektionen visar enbart flödets riktning och inte flödets storlek i de olika marklagren. I Figur 43 redovisas en längdsektion genom området förorenat av den sekundära källan vid B19. Av sektionen framgår att vatten kommer in i modellen från randen (river) norr om B19 och transporteras ner i djupare jordlager för att sedan strömma upp mot ytligare jordlager och lämna modellen genom randen vid Örbäcken (river) söder om B38. Strömningspilarna i längdsektion visar enbart flödets riktning och inte flödets storlek i de olika marklagren. 65 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 N Figur 42: Projektion av partikelbanor från huvudkällan respektive sekundära källan norr om B19. I Figur 42 redovisas partikelbanor för partiklar som släppte vid källområdena. För huvudplymen kan man dels utläsa att plymen leds runt källzonen (som ligger som en tätare propp). Vidare kan det utläsas att en del av vattnet avleds mot meanderbågen i Örbäcken och en del fortsätter rakt fram för sedan att ledas ut i Örbäcken. 66 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 43: Flödesmönster i sektion genom huvudplymen från tvätten till Örbäcken (ovan).. Grundvatten uppströms silt-/lerkroppen strömmar ner mot genomsläppligare jordlager och passerar under silt-/lerkroppen. Nedströms tvätten strömmar delar av grundvattnet upp mot ytligare marklager och lämnar modellen genom randen (Örbäcken). Det vatten som inte strömmar ut i Örbäcken passerar under Örbäcken för att så småningom strömma ut i Hagälven. Flödespilarna visar enbart grundvattnets strömningsriktning och ej dess storlek i de olika marklagren. Figur 44: Flödesmönster i sektion genom B19 och B38. Vatten kommer in i modellen från randen (river) norr om B19 och transporteras ner i djupare jordlager för att sedan strömma upp mot ytligare jordlager och lämna modellen genom randen (river) söder om B38. Flödespilarna visar enbart grundvattnets strömningsriktning och ej dess storlek i de olika marklagren. 67 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 7.10.3 Transporttider Ungefärliga transporttider har beräknats med hjälp av partikelspårning från de båda föroreningskällorna till Örbäcken. Transporttiderna är mycket ungefärliga och representerar en uppskattning av tiden för advektiv transport, d.v.s. den tid det tar för en förorening löst i vattnet att transporteras med vattnets hastighet utan hänsyn till spridning med dispersion eller retardation av föroreningen på grund av adsorption, nedbrytning eller kemiska reaktioner. Transporttiden från huvudkällan ligger ungefärligen mellan 250-400 dagar beroende på vilken del av föroreningsplymen partikeln representerar och vilken väg den enskilda partikeln tar. Simulerade transporttider stämmer förhållandevis väl med tidigare beräkningar (ca 350 dagar). Transporttiden till Örbäcken för partiklar vid den sekundära källan ligger runt 60 dagar. 8. Karakterisering och avgränsning av föroreningar i detalj 8.1 Karakterisering Karakterisering påbörjades i Sweco 1996 och har fortsatt i Sweco 2001, Sweco 2003, Sweco 2005 och Sweco 2008. 8.1.1 PCE I grundvattnet finns det en kraftig förorening med PCE. Två källzoner har detekterats i grundvattenzonen. Högsta halter som uppmätts vid tvätten är 53 mg/l vilket indikerar att det finns residual fri fas av PCE i grundvattenzonen (en tumregel är att om det finns halter i storleksordning 1 % av lösningsgränsen för en klorerad alifat, lösningsgränsen är 150 mg/l för PCE, kan fri fas starkt misstänkas). Vid B19 har upp till 990 respektive 560 mg/kg TS detekterats i jordprover strax ovan berget på ca 20 m djup. I grundvattnet har 1 500 mg/l analyserats i det djupaste provet i B19. Det innebär att fri fas PCE har konstaterats, lösningsgränsen har överskridits 10 gånger. I jorden har det funnits en kraftig förorening under tvätten. Det finns sannolikt en kraftig förorening i jorden i området mellan dagvattenledningen och B19. Vid B19 har höga halter i jord detekterats. 8.1.2 Nedbrytning av PCE i grundvattnet I provtagningar utförda f.o.m. 1996 har redoxparametrar analyserats i ökande omfattning. Det har dels skett genom att man vid provtagning har använt flödescell som mäter bl.a. ph, redox och syrehalt, dels så har följande parametrar som beskriver redoxstatus analyserats: metan, SO4, Fe 2+, Mn 2+, NO3. Det kan konstateras att merparten av grundvattenproverna är aeroba (hög syrehalt och hög redoxnivå). Enstaka prov uppvisar anaerob 68 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 miljö (vissa prov centralt i huvudkällan, i den sekundära källan vid B19 samt i B8 som är belägen i åsens utkant). Det indikerar att nedbrytningen av PCE är mycket begränsad i grundvattenmagasinet. Nedbrytning av PCE sker ofta genom reduktiv deklorering och då krävs att det är anaeroba (reduktiva) förhållanden i grundvattnet. I Hagfors är, som ovan beskrivet, merparten av grundvattnet i åsen aerobt (innehåller syre). Nedbrytning av PCE (under reduktiva förhållanden och när bakteriestammen Dehalococcoides Etanes förekommer) sker enligt Figur 45. Om den rätta bakteriefloran inte finns innebär det ofta att VC anhopas. VC kan dock brytas ner om grundvattnets redoxstatus ändras till aeroba förhållanden. Figur 45: Nedbrytningsväg för PCE, Huvudspår: Reduktiv deklorering. (Källa NV2007) I de analyser som utförts har även de olika dotterprodukterna till PCE analyserats (TCE,CisDCE, VC, eten och Cl). Analyserna överensstämmer med vad som redovisas om redoxparametrar, det sker inte någon nämnvärd nedbrytning, merparten av föroreningen återfinns som PCE. Det finns dock ett område där reduktiv deklorering sannolikt förekommer i större omfattning. Det har skett en provtagning och analys av utläckande grundvatten till Örbäcken, läge för provtagning se Figur 46. Provtagningen skedde på följande sätt. Ett spjut sattes ner i marken intill Örbäcken. Spjutets filter sattes strax under grundvattenytan för att 69 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 fånga upp utläckande grundvatten när man pumpade på spetsen. Provtagning utfördes med ca 20 m intervall. De analyserade halterna av summa klorerade alifater = CHC) redovisas på följande sätt: Röd färg CHC >100 µg/l, gul färg CHC 10 100 µg/l, grön färg CHC < 10 µg/l. Figur 46: Utläckage längs Örbäcken Ö-40 Ö520 (Röd färg CHC >100 µg/l, gul 10 100 µg/l, grön < 10 µg/l). (För brunnarna innebär röd färg CHC >1 000 µg)/ Det finns två utströmningsområden med höga halter samt en mellanliggande zon med låga halter. Utströmningsområdena med de höga halterna orsakas sannolikt av de två ovan nämnda källområdena. I proven från utströmningsområdena kunde det konstateras att PCE i varierande omfattning har brutits ner till TCE, cdce och VC, se Figur 47. I och med att de olika nedbrytningsprodukterna till PCE kan konstateras innebär det att grundvattnet är reduktivt och att bakteriestammen Dehalococcoides Etenes sannolikt finns. Orsaken till att reduktiva förhållanden råder är att utströmningen sker via ett jordlager där mycket naturligt organiskt material finns inlagrat. Nedbrytning av det organiska materialet medför reduktiva förhållanden vilket innebär att reduktiv deklorering kan förekomma. I de prov som analyserats längs Örbäcken har inte eten analyserats, ej heller har flödescell använts vid provtagningen. Vi kan således inte med redoxparametrar visa att reduktiva förhållanden förekommer utan vi kan endast visa detta indirekt genom att nedbrytningsprodukter av PCE ner till åtminstone VC kan återfinnas i analyserna. 70 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 47: Utläckage till Örbäcken, prov uttagna med provtagningsspjut c-c 20 m år 2008. Start på sektion strax uppströms korsningen mellan Örbäcken och Uvedsvägen. Procentuell andel PCE med nedbrytningsprodukterna TCE, DCE och VC. Totalhalt CHC (µg/l) visas i diagrammets underkant. 8.1.3 Nedbrytningsprodukter av PCE; TCE, Cis-DCE och VC samt eten Det förekommer inte mycket av nedbrytningsprodukterna för PCE; trikloreten (TCE), Cis1,2-DCE (CisDCE) och vinylklorid (VC) samt eten i de analyserade proven, varken i jord eller i grundvatten. I grundvattnet finns det i vissa borrhål (B13 och B19 samt Kb1) nämnvärda halter. Det som är speciellt för B13 och B19 är att de innehåller höga halter PCE, vilket sannolikt är orsaken till att det där har utbildats en reduktiv miljö, se stycke 8.1.4 Redoxparametrar. Kb1 är belägen nedströms B19, det hål där fri fas har konstaterats. I jord finns viss halt TCE i prov vid B19. Andelen nedbrytningsprodukter är låg. 8.1.4 Redoxparametrar Sedan år 2000 har redoxparametrar analyserats. Grundvattenproven har uttagits med s.k. Micro Purge teknik (pumpning med lågt flöde tills ph, redox, O 2, konduktivitet, som mäts med flödescell, har stabiliserats). Därutöver har analys på Cl -, NO 2 -, SO 4 2+, Mn 2+, Fe 2+ och metan utförts. Analyspaketet har även successivt utökats så att alkalinitet, TOC och DOC har kommit med i analyspaketet. Redoxparametrarna är viktiga att analysera för att karakterisera föroreningen när det är fråga om klorerade lösningsmedel typ PCE. Orsaken är att det är mycket viktig indata vid värdering av diverse saneringsåtgärder för PCE. Speciellt viktigt är det att veta redoxsta- 71 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 tus om s.k. reduktiv deklorering skall värderas. PCE och TCE bryts inte ner i nämnvärd grad i aerob (syrerik) miljö. Den huvudsakliga nedbrytningsvägen är PCE TCE Cis1,2-DCE VC eten. Den första delen av nedbrytningen (PCE TCE Cis1,2- DCE) sker endast om det råder reduktiv miljö. I Hagfors är det till största delen aerob miljö, redox är ofta av storleksordning 250 300 mv (E m = mätt redox i fält) och syrehalten är oftast 2 8 mg/l. Det återspeglar sig i att vi till största delen endast ser PCE i grundvattenproven, inga nedbrytningsprodukter. I B13, B19 och Kb1, där redox oftast är lägre än ovan och syrehalten är nära noll, kan dock viss mängd nedbrytningsprodukter (PCE TCE Cis1,2-DCE VC eten) detekteras. Även i B8 är det reduktiv miljö. Den reduktiva miljön i denna brunn bedöms främst bero på påverkan från omgivningarna till B8. B8 är belägen i åsens utkant, den har borrats genom ett tätande lager av lera mm. Halterna PCE är dock relativt låga, det finns i några prov en viss halt TCE (första steget på nedbrytningsstegen) medan Cis1,2-DCE och VC inte kan detekteras. B8 ligger perifert i förhållande till plymen och den låga PCE-nivån beror sannolikt på detta. 8.2 Avgränsning i detalj Avgränsning av källområden och plymer har skett dels med MIP-sondering, dels genom provtagning i grundvattenrör. Jordprovtagning har inte använts i nämnvärd omfattning för avgränsning. 8.2.1 Avgränsning av förorening i jord vid huvudkällan. MIP-sondering har genomförts i ett rutnät med c-c 10 m, se ritning X02. På ritning X03 har bedömd föroreningsgrad för de olika borrningarna/sonderingarna lagts in. Ett utdrag av X03 med kommentarer om källornas utbredning i plan visas i Figur 48. Där visas även två sektioner med MIP-sonderingar. Sektionerna framgår av Figur 49 och Figur 50. 72 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 48: Ungefärlig föroreningsutbredning av huvudkälla i plan. Omfattningen i plan är ca 2 800 m 2. I djupled finns det förorening ungefär från 2 4 m under markytan (ca +146 148 m.ö.h.) till ca 18 20 m djup (ca + 130 m.ö.h.). Det täta skiktet återfinns från ca 2 m under markytan (+ 148 m.ö.h.) till ca 18 m under markytan (+ 132 m.ö.h.). Formen på det täta skiktet är ungefär som en upp och nervänd pyramid. Grundvattenytan återfinns på 11 12 m djup (ca + 138 139 m.ö.h.). Det innebär att föroreningen återfinns både över och under grundvattenytan dels att den förekommer båda i de permeabla massorna och i den finkorniga kroppen. 73 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 49: MIP-sektion 1 (N-S), ungefärlig avgränsning mot djupet. Brunt streck, ungefärlig avgränsning av täta skiktet. Vita strecket visar grundvattenytans ungefärliga läge. 74 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 50: MIP-sektion 2 (NÖ-SW), ungefärlig avgränsning mot djupet. Brunt streck, ungefärlig avgränsning av täta skiktet. Vita strecket visar grundvattenytans ungefärliga läge. Föroreningsutbredningen vid huvudkällan har relativt väl bestämts genom ett stort antal MIP-sonderingar samt brunnsborrningar. 8.2.2 Avgränsning av förorening i jord vid den sekundära källan. Föroreningsutbredningen vid den sekundära källan vid och nedströms B19 är inte väl kartlagd. Det beror på att de MIP-sonderingar som utförts i detta område främst har utförts för att hitta läckagevägen från dagvattenledningen till källan i jord vid B19. Nedströms B19 finns endast en MIP-sondering vid B25. Vad vi vet är att det har skett ett läckage av lösta föroreningar och fri fas från dagvattenledningen. Läckaget har delvis skett i ett antal läckagepunkter längst ledningen men det anses sannolikt att merparten av läckaget skett vid grundvattenledningens mynning och i slänten ner mot Örbäcken. Fri fas bedöms ha infiltrerat i stort sätt rakt tills det mötte berget. När det väl träffat berget har det sedan transporterats i bergets lutningsriktning där det först påträffades i B19. I senare skede har fri fas (sannolikt) påträffats i MIP sonderingarna i MIP1004, MIP1005, 75 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 ev. i MIP1006, MIP1007 (B19), MIP1009 och MIP1027 (B25). Genom borrning av brunnar nedströms B19 kan dock indikationer på källans storlek erhållas. Den redovisade ytan har en area på ca 1 250 m 2. Källans storlek i plan och mäktighet är dock mycket osäker. En planbild visas i Figur 51 och en sektion visas i Figur 53. Figur 51: Ungefärlig föroreningsutbredning av den sekundära källan i plan. 76 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 I Figur 52 visas en 3D bild av markyta, grundvattenyta och bergyta från området vid B19. Det framgår att fri fas som läcker ut från mynningen på dagvattenledningen sannolikt kommer att strömma åt SV förbi B19 mot djuphålan. Om stor mängd fri fas har läckt ut kommer djuphålan att fungera som en fälla för PCE som kommer att lägga sig på djuphålans botten i området vid B37. Figur 52: 3D bild av området vid B19 sett från NÖ med markyta, grundvattenyta och bergyta. Läckage via dagvattenledning från Hagforstvätten. 77 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 53: Möjlig föroreningsutbredning av sekundär källa i sektion (blå linje). Mycket osäker omfattning. 78 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 9. Riskbedömning inklusive bedömning av saneringsbehov Riskbedömning har utförts och redovisats i bilaga 7. Behov av riskreduktion har konstaterats. Riskbedömningen bedöms i stort motsvara kraven för riskbedömning vid en huvudstudie.. 9.1 Sammanfattning av riskbedömning Utifrån uppmätta halter i grundvatten och ytvatten bedöms risker främst kunna föreligga för att ekosystemet i Örbäcken påverkas av utläckaget från området och då med avseende på främst Perkloretylen (PCE) och Trikloretylen (TCE). Hälsorisker vid inandning av ångor bedöms, utifrån uppmätta halter i lokalerna vid den fd tvätten, industrilokalen samt Janssons Lokalservice, eventuellt föreligga för personer som vistas återkommande i dessa. Uppmätta halter av PCE inomhus vid tvätten, Industrilokalen och Janssons Lokalservice skulle även kunna ge upphov till bildning av Fosgen i hälsovådliga nivåer ifall svetsning sker i dessa byggnader. För bostäderna nedströms den primära föroreningskällan bedöms inga hälsorisker föreligga med avseende på inandning av ångor. Riskbilden kan dock förändras med tiden varför fortsatt övervakning kan behövas tills dess den primära föroreningskällan åtgärdats. Beräkningarna och riktvärden för grundvatten med avseende på hälsorisker baseras på en spädningsfaktor om 1/10 000 vilken troligen utgör ett konservativt mått på spädningen då det ovan grundvattenytan vanligtvis finns ett lager som har hög vattenmättnad och som gör att föroreningstransporten går långsammare. En långsammare transport ger en större utspädning. Intag av det förorenade grundvattnet i form av dricksvatten utgör en hälsorisk. Det finns dock inget känt uttag av grundvatten från magasinet nedströms tvätten. 79 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 54: Konceptuell modell: Spridning av löst PCE från förorening vid Huvudkälla. (Mellan varje vertikalt streck är det 100 m avstånd, horisontellt är det 10 m mellan varje streck skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Nederbörd bildar ett lock på grundvattenytan som minskar avgång av PCE i ångfas mellan tvätten och Örbäcken 9.2 Platsspecifika riktvärden som underlag för mätbara åtgärdsmål Inom ramen för huvudstudien föreslås riktvärden som kan ligga som underlag för mätbara åtgärdsmål vid en efterbehandling av området. Riktvärdena för PCE och TCE påverkas i stor utsträckning av huruvida SGUs riktvärden för grundvatten skall gälla för grundvattnet inom området. Dessa är ca 5-10 ggr lägre än nästa styrande riktvärde som är riktvärden med avseende på ekotoxikologiska effekter i Örbäcken. Om riktvärdet översätts till ett mätbart åtgärdsmål så kommer ett lägre riktvärde troligen ge en högre åtgärdskostnad. Ett åtgärdsmål som bygger på ett lägre riktvärde bör på sikt också ge en större påverkan på det totala årliga läckaget ut från området. Åtgärdskostnad i förhållande till vad som är tekniskt genomförbart, erhållen föroreningsreduktion och kvarvarande förorening ingår som en del av riskvärderingen som följer på riskbedömningen. 80 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 I tabellerna nedan har inte riktvärde för grundvatten (Riktvärdet enligt EU s Grundvattendirektiv) beaktats då det anses högst osannolikt att det skulle kunna nås. Skulle detta beaktas skall den sammanlagda koncentrationen av PCE och TCE i grundvattnet inte överstiga 10 µg/l. Tabell 11: Förslag till mätbara åtgärdsmål för området nedströms fd. Hagforstvätten. Grönfärgade celler styrs av hälsorisker förknippade med inandning av ånga och blå celler styrs av gränsvärdet för ekotoxikologiska effekter i Örbäcken. Rosa celler motsvarar det generella riktvärdet för förorenad mark enligt Naturvårdsverket. Känslig markanvändning Media Inomhusluft Porluft i marken Porluft i marken Grundvatten C inomhus C porluft C porluft C gv_iv Porluft under Porluft på GV på 10 m djup byggnader 10 meters djup map inandning Antaganden Jord generellt riktvärde enligt NV Enhet mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 µg/l mg/kg TS Ämne Perkloretylen 0,10 120 1000 50 0,4 Trikloretylen 0,001 24 200 35 0,2 Dikloretylen 0,01 12 100 70 saknas Vinylklorid 0,0026 23 23 25 saknas Tabell 12: Förslag till mätbara åtgärdsmål för området inom fd. Hagforstvätten. Grönfärgade celler styrs av hälsorisker förknippade med inandning av ånga och blå celler styrs av gränsvärdet för ekotoxikologiska effekter i Örbäcken. Rosa celler motsvarar det generella riktvärdet för förorenad mark enligt Naturvårdsverket. Mindre känslig markanvändning Media Inomhusluft Porluft i marken Porluft i marken Grundvatten Jord Antagande C inomhus C porluft C porluft C gv_iv Porluft under Porluft på GV på 10 m djup byggnader 10 meters djup map inandning generellt riktvärde enligt NV Enhet mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 µg/l mg/kg TS Ämne Perkloretylen 0,55 650 5000 50 1,2 Trikloretylen 0,01 130 1000 50 0,6 Dikloretylen 0,05 70 500 70 saknas Vinylklorid 0,01 15 130 125 saknas I de fall förorening finns både i grundvatten och i jorden kommer båda dessa föroreningskällor bidra till halten som uppstår i markens porluft respektive inomhusluften i byggnader ovan föroreningen. Åtgärdsmålen har inte justerats utifrån detta scenario. För att tillse att hälsoproblem inte uppstår i byggnader i de fall förorening finns både i mark och grundvatten bör åtgärdsmål för porluft och inomhusluft användas i stället 81 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 10. Åtgärdsalternativ 10.1 Konceptuell modell för olika åtgärdsmetoders användbarhet i Hagfors utifrån Fjorton modulers modell Fjorton modulers modellen har nedan använts för att konceptuellt beskriva olika åtgärdsmetoders användbarhet på föroreningssituationen i Hagfors. Närmare beskrivning av de olika åtgärdsmetoderna finns i NV 2009 samt bilaga 6. Vad som är viktigt att beskriva är hur massfluxen från plymen kommer att påverkas (minskas) och hur föroreningsgraden (föroreningshalt) i plymen kan förväntas bli efter åtgärden. Massflux från källzonerna kan reduceras genom inneslutning ( containment ) vilket kan bestå av fysiska barriärer, avskärande pumpning, permeabla reaktiva barriärer mm. Om åtgärden genomförs och lyckas fullt ut upphör fluxen momentant och det blir ett permanent skydd för nedströms grundvattenmagasin. Alternativet till inneslutning är nedbrytning/avlägsnande av föroreningen. Exempel på typ av åtgärd där föroreningen avlägsnas typ bortschaktning, markventilation mm. Exempel på åtgärder som bryter ner föroreningen är in situ kemisk reduktion/kemisk oxidation, reduktiv deklorering mm. Metoderna nedan har indelats i dessa grupper. I de efterföljande figurer med Fjorton modulers modell har föroreningsgraden lagts in motsvarande den föroreningssituation som i dagsläget bedöms finnas vid huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten. Föroreningsgraden redovisas i 5 steg enligt Figur 55. I varje figur redovisas föroreningsgraden innan åtgärd, effekten av åtgärd (i fem steg från ingen effekt till mycket god effekt) samt föroreningsgrad efter åtgärd, beräknad som föroreningsgrad innan minus effekt av åtgärd. Beträffande effekt av åtgärd har den högst satts till en siffra motsvarande föroreningsgrad innan, är föroreningen karakteriserad som en 3 a kan inte åtgärdens effekt sättas högre än en 3 a. Figur 55: Föroreningsgrad och ungefärlig motsvarande halt i grundvatten 82 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Saneringseffekten bedöms utifrån förutsättningen att åtgärden når ut till 100 % av den föroreningsmängden som avses behandlas. Denna förutsättning kan vara svår att uppfylla, speciellt om det finns betydande inslag av finkorniga lager. Beskrivningen av föroreningssituationen har utförts enligt ESTCP 2011. Där anges att det är ungefär en tiopotens som skiljer föroreningsgraden åt mellan de olika nivåerna. Föroreningsgraden bedöms genom halter i grundvattnet. Se Figur 55 för förklaring. 10.2 Möjliga åtgärder i Hagfors baserat på Fjorton modulers modell Det finns ett antal åtgärder som kan användas i Hagfors. Antalet som kan användas vid huvudkällan är mindre än antalet vid B19 p.g.a. komplex geologi vid huvudkällan. I bilaga 6 finns en rapport där konceptuella modeller för följande åtgärder presenteras (om metoden anses användbar i Hagfors kommenteras den med Ja, om den inte anses användbar i Hagfors kommenteras den med Nej i tabellen nedan): Grundvattenpumpning (Pump and treat). (Nej, bör dock användas om fri fas påträffas i permeabla jordar för att avlägsna den fria fasen) Fysiska barriärer (Nej) Permeabel reaktiv barriär (Nej) Schaktning (Nej) Kemisk reduktion (Ja) Termisk behandling (Ja) Reduktiv deklorering (Ja) Porgasextraktion luftinjektering (Nej) Kemisk oxidation (Ja) Jordtvätt in situ (Nej) Växtsanering (Nej) Motivet för uteslutande för 7 av de 11 bedömda åtgärdsmetoderna framgår av Konceptuell modell i bilaga 6. Utöver åtgärder som bedömts med Fjorton Modulers modell kan även följande åtgärder komma i fråga: Administrativa skyddsåtgärder Tekniska skyddsåtgärder inomhusmiljö Långtidsuppföljning Övervakad naturlig nedbrytning 83 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 10.2.1 Grundvattenpumpning Grundvattenpumpning är ingen lämplig metod för sanering av föroreningar med klorerade alifater i en geologisk typmiljö III då metoden endast kan avlägsna förorening i högpermeabla skikt och då främst i löst fas, se Figur 56. Om det konstateras att det finns mobil fri fas i någon källa (sannolikheten för detta är liten vid huvudkällan, större vid den sekundära källan), kan dock pumpning för att komma åt mobil fri fas i högpermeabla lager vara ett lämpligt åtgärdsalternativ. Figur 56: Fjorton modulers modell för Grundvattenpumpning i källzonen i geologisk typmiljö III 10.2.2 Kemisk reduktion Vid huvudkällan och i den sekundära källan kan kemisk reduktion (se Figur 57) sannolikt fungera. Kemisk reduktion är sannolikt en bra metod för förhållandena i Hagfors. Om den genomförs med samtidig injektion av nanojärn i emulgerad olja eller nanojärn i aktiverat kol kommer metoden även att ha en effekt där PCE binds till det organiska materialet innan det bryts ner. Ett annat alternativ är att blanda in nanojärn tillsammans med lera (ZVI- Clay). Leran hindrar genomströmning av grundvatten, nanojärnet bryter ner föroreningen. Ett bra resultat bygger på att nanojärnet kan fördelas väl i jordlagren. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. 84 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 57: Fjorton modulers modell för Kemisk reduktion i källzon och plym, geologisk typmiljö III I Hagfors innebär speciellt den betydande heterogeniteten vid huvudkällan ett stort problem för en lyckad inblandning. Åtgärden är sannolikt enklare att tillämpa i den sekundära källan. Metoden är snabb då den dels binder PCE föroreningen momentant, dels bryter ner den på sikt. Exempel på metod som innebär god inblandning är att använda en stor skruv som mixar kemikalierna in i jordmassan. Denna inblandningsmetod bedöms delvis vara svår att använda vid huvudkällan i Hagfors p.g.a. att byggnader finns över delar av huvudkällan samt stort djup. Vid den sekundära källan, där förorening inte finns i de översta 10 metrarna utan främst återfinns mot berget på 20 28 m djup, skulle det innebära att minst 10 m jord måste genomborras innan injektering utförs samt att borrningarna skulle utföras till minst 30 m djup inom delar av källzonen. En barriär av nanojärn innan Örbäcken bedöms vara en effektiv åtgärd för att förhindra spridning till Örbäcken. Den behöver sannolikt förnyas efter några tiotals år för att behålla sin effektivitet. 10.2.3 Termisk behandling En annan, mycket kraftfull åtgärdsmetod, med bra utsikt att nå goda resultat ovan grundvattenytan är termisk behandling, se Figur 58. Termisk behandling kan ske genom uppvärmning med ånga, uppvärmning med elektrisk konduktivitet och med elektrisk resistivitet. För alla metoderna innebär uppvärmningen att PCE mobiliseras (uppvärmning till perazetropen på +87 o C eftersträvas varvid PCE/vatten övergår från vätskefas till ångfas, ångan upptar en mycket större volym än vätskan och den läcker ut till högpermeabla lager = mobiliseras). Den höga temperaturen innebär således att PCE i ångfas mobiliseras och saneringen sker då genom porgasextraktion. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. 85 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Figur 58: Fjorton modulers modell för Termisk behandling av källzonen ovan grundvattenytan, geologisk typmiljö III Termisk behandling anses vara en metod med hög saneringsgrad (ca 95-99 %). Den ger en hög saneringseffekt för alla faser både i lågpermeabla och högpermeabla jordar om den har utformats rätt. Metodens effektivitet bedöms mycket god ovan grundvattenytan både i geologisk typmiljö II och III. Figur 59: Fjorton modulers modell för Termisk behandling av källzonen under grundvattenytan, geologisk typmiljö III Under grundvattenytan, och speciellt om grundvattenströmningen är stor (vilket kan förväntas i Hagfors) begränsas effektiviteten då det är svårt att tillföra tillräckligt med energi för att värma jorden tillräckligt, se Figur 59. Om det skulle användas en termisk metod under grundvattenytan i Hagfors krävs sannolikt att ånginjektion används då det är den metod som kan avge störst mängd energi per m borrning. Ovan grundvattenytan kan konduktiv uppvärmning vara ett bra alternativ. En termisk metod (ånginjektion) användes 2003-2004 för föroreningen under tvättmaskinerna (ovan grundvattenytan) med bra resultat. Termisk behandling lämpar sig inte för behandling av plym. Metoden är kostbar. 86 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 10.2.4 Reduktiv deklorering Stimulerad reduktiv deklorering innebär en omvandling och/eller destruktion av PCE med bakterier. För att kunna bryta ner PCE totalt krävs dels att det är en reduktiv miljö samt att det finns en speciell typ av bakterie. Ofta måste förhållandena läggas tillrätta för att reduktiv deklorering skall åstadkommas. Dels kan det vara frågan om att skapa en reduktiv miljö (något som kan åstadkommas genom tillförsel av lätt nedbrytbart organiskt material typ oljeemulsion, etanol el.l.) dels så kan det vara frågan om att tillsätta en specifik bakteriestam (Dehalococcoides Etanes). Figur 60: Fjorton modulers modell för Reduktiv deklorering av källzon och plym, geologisk typmiljö III Metoden fungerar bäst på löst och adsorberad fas i högpermeabla lager i källzon och plym där det är enklare att skapa en reduktiv miljö samt att distribuera bakterier. Förorening i ångfas kan vara svår att nå men ångavgången kommer att minska om källstyrkan reduceras. Förorening i fri fas bedöms svår att behandla. Viss effekt kan fås i randzonen mot fri fas. I lågpermeabla material finns det svårighet med att distribuera organiskt material och bakterier. I Hagfors bedöms metoden främst kunna användas i den sekundära källan vid B19 där mindre andel finkorniga lager finns. I huvudkällan vid tvätten, där det finns mycket förorening inlagrad i lågpermeabla massor, bedöms metoden inte vara tillämpbar. Metoden är sannolikt tillämpbar på både plymen från huvudkällan och från den sekundära källan vid B19. 10.2.5 Kemisk oxidation En annan metod som bedöms kunna användas i Hagfors är kemisk oxidation. Kemisk oxidation med kemikalier typ permanganat, peroxid, persulfat, fentons reagens och ozon är mycket effektfulla och ger en snabb nedbrytning av PCE. Metoderna är främst användbara i källområden men vissa mera långlivade kemikalier (permanganat) används även i plymer. 87 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Metoden är avhängig av en god distribution i jorden för att kunna oxidera föroreningarna. Speciellt gäller detta i lågpermeabla lager. Det bedöms extra svårt att få en god inblandning vid huvudkällan. Det kan ofta bli frågan att utföra injektion vid ett antal tillfällen. Ofta erfaras en höjning av halter i grundvatten efter att en åtgärd bestående av kemisk oxidation har utförts i geologisk typmiljö II och III. Det beror på att den kemiska oxidationen endast är verksam under en kort tid (till skillnad från kemisk reduktion som är verksam under längre tid). Om inte distributionen är god (vilket ofta är fallet i lågpermeabla lager), kommer relativt stora mängder PCE att förbli obehandlade. Denna PCE kommer sedan att, via diffusion, söka sig mot lager med lägre halter. Bättre förutsättningar bedöms finnas vid den sekundära källan vid B19. Beträffande inblandning så kan den förbättras på samma sätt som för kemisk reduktion med hjälp av en stor skruv för inblandning. Figur 61: Fjorton modulers modell för Kemisk oxidation, källzon, geologisk typmiljö III Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. 10.3 Identifiering av åtgärdsstrategier och inledande metodscreening för jord och grundvatten enl NV 2007 Parallellt med den konceptuella bedömningen av åtgärder med Fjorton modulers modell har det utförts en process för identifiering värdering och val av efterbehandlingsåtgärder, dels för jord, dels för grundvatten enl NV 2007. Processen sker i 5 steg: Steg 1. Målformulering. I detta steg identifieras och formuleras platsanpassade åtgärdsmål som beaktar skydd av människors hälsa och miljön samt andra platsspecifika intressen. Förslag till mätbara åtgärdsmål redovisas i tabell Tabell 11 och Tabell 12 i stycket 9.2 Steg 2. Identifiering av generella åtgärdsinsatser. I detta steg identifieras och utvärderas generella åtgärdsinsatser samt möjligheterna att uppnå efterbehandlingsmålen med hjälp av dessa. Resultatet av utvärderingen ligger till grund för 88 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 Steg 3. inledande screening av metoder som innefattas av dessa generella åtgärdsinsatser. Inledande metodscreening. Detta steg omfattar en inledande screening av ett brett spektrum av beprövade och nya efterbehandlingsmetoder inom valda åtgärdsstrategier. Syftet med detta steg är att identifiera metoder som bör bedömas mer ingående. Steg 4. Fördjupad metodanalys. Detta steg omfattar en fördjupad analys och bedömning av identifierade metoder med avseende på genomförbarhet, förutsättningar för massreduktion, förutsättningar att uppnå åtgärdsmålen, sannolikhet för projektframgång, tidsåtgång och kostnader för de metoder som valts ut i steg 3 Inledande metodscreening. Syftet med detta steg är att identifiera och rangordna ett antal metoder, som kan ingå i platsanpassade åtgärdsalternativ i steg 5. Steg 5. Sammanställning och värdering av åtgärdsalternativ. Detta steg omfattar en sammanställning av platsanpassade åtgärdsalternativ baserad på metoder som valts ut i steg 4 samt en värdering av alternativen med avseende på en rad kriterier. Syftet med detta steg är att rangordna alternativ som underlag för val och beslut om efterbehandlingsåtgärd. 10.3.1 Sammanställning av Identifiering av åtgärdsstrategier och inledande metodscreening för jord och grundvatten I bilaga 8 redovisas Identifiering av åtgärdsstrategier och inledande metodscreening för jord (källzon) och grundvatten (plym) för huvudkällan vid tvätten och den sekundära källan vid B19. En sammanställning av utvärderingen redovisas i Tabell 13. De bästa metoderna sammanfaller med de åtgärdsmetoder som framtagits i den konceptuella modellen (bilaga 6 i Sweco 2012) och som redovisas i stycket 10.1. För källzonen vid huvudkällan anses, i nämnd ordning, termisk behandling in situ (med konduktiv uppvärmning över gvy, ånga under gvy alternativt enbart ånga över och under gvy) och kemisk reduktion (med nanojärn i emulsifierad olja alternativt inkorporerad i aktiverat kol) kunna sanera källan. Båda metoderna bör kombineras med långtidsuppföljning och administrativa skyddsåtgärder. I Janssons Lokalservice på gränsen mellan källzonen och plymen har ett problem med inomhusluft konstaterats. För att åtgärda detta problem snabbt föreslås att markventilation under platta utförs. Detta är inte en egentlig saneringsåtgärd utan en skyddsåtgärd. För plymen nedströms huvudkällan har följande metoder utkristalliserats i nämnd ordning: Reduktiv deklorering (rundpumpning), kemisk oxidation med permanganat/persulfat (rundpumpning) och kemisk reduktion (barriär längs Örbäcken). Även här tas att markventilation under platta på Janssons Lokalservice med då tvätten är belägen på gränsen mellan källzon och plym. 89 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 För källzonen den sekundära källan vid B19 föreslås för förorening under grundvattenytan, i nämnd ordning, kemisk oxidation med permanganat/persulfat (rundpumpning), termisk behandling in situ (med konduktiv uppvärmning över gvy, ånga under gvy alternativt enbart ånga över och under gvy), reduktiv deklorering (med rundpumpning) och kemisk reduktion (med nanojärn i emulsifierad olja alternativt inkorporerad i aktiverat kol). Över grundvattenytan bedöms det finnas marginellt med förorening varför ingen åtgärd behövs. I plymen föreslås följande metoder, i nämnd ordning: Reduktiv deklorering (rundpumpning), kemisk oxidation med permanganat/persulfat (rundpumpning) och kemisk reduktion (barriär längs Örbäcken). Tabell 13:Sammanställning av Identifiering, värdering och val av efterbehandlingsåtgärder enligt NV2007. Jämfört med den mall som NV redovisar i sin rapport 5978 (NV2009) motsvarar den utförda utvärderingen i många stycken en åtgärdsutredning och är även en god början till en riskvärdering för föroreningen i jord. De samma kriterierna har dock inte använts helt och hållet fast många är snarlika. 11. Riskvärdering Riskvärdering har som nämnts i stycket 10 Åtgärdsalternativ delvis berörts i utvärderingen enligt NV 2007 i bilaga 5. Komplettering behövs. 90 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 12. Projekteringsdirektiv Inget har utförts. Kompletterande utredning om den sekundära källans utbredning samt källzonernas massa behövs. Sannolikt erfordras lab/pilotförsök för att verifiera att föreslagna åtgärdsmetoder är användbara samt för att få underlag för projektering. 13. Tillståndsansökningar mm Har ej ingått i uppdraget. 14. MIljökontroll Har ej ingått i uppdraget. 15. Underlag för myndighetsgranskning Har ej ingått i uppdraget. 16. Förslag till huvudmannaskap Har ej ingått i uppdraget. 17. Planering och budgetering för fortsatta arbeten. Har ej ingått i uppdraget. Sweco Environment AB Karlstad 91 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

ra04s 2010-12-15 Referenser (För de referenser som utförts under Viak och VBB VIAK tiden används för enkelhetens skuld Sweco (dagens namn på företaget) som referens) HK 1985: Nv 1992 Lst 1994: Erfahrung mit der Entgasung des Bodens bei CWK-kontaminierten Standdorten, Planung von Absaungsystemen zur Fruerkennung bzw. Verhinderung eniner kontamination. Regeringsbaurat Horst Kugele, Wasserwirtschaftsamt Heideelberg. Naturvårdsverkets allmänna råd 95:5. Kemtvättar. Vägledning för prövning och tillsyn enligt miljöskyddsklagen Företagsjournal, Landstingets tvätteri Textilservice. Nedlagd 1993. Urdrag 1994-02-24 Sweco 1994: Landstingstvätten i Värmland. Undersökning av markförorening vid f.d. kemtvättanläggning i Hagfors. VM5-93618, 1994-11-14 Sweco1996: Länsstyrelsen i Värmlands län. Undersökning av förorenat grundvatten vid f.d. Landstingstvätten i Hagfors. 15140006. 1996-11-06 Sweco 1997: Landstinget i Värmland, textilservice. Sanering av perkloretylen vid f.d. kemtvätt i Hagfors. 97360. 1997-02-24 ASTM 1988: Standard Guide for Remediation of Groundwater by Natural Attenuation at Petroleum Release Sites, E 1943-98, 43 p. USGS 2001: U.S. Geological Survey. Water-Resources Investigations Report 01 4060 User s Guide for Polyethylene-Based Passive Diffusion Bag Samplers to Obtain Volatile Organic Compound Concentrations in Wells Sweco 2001: länsstyrelsen i Värmlands län. Hagforstvätten, sanering av perkloretylen.. Nulägesrapport. 1544147000. 2001-02-05 Lst 2003: Länsstyrelsen i Värmland. Ansvarsutredning Landstingstvätten i Hagfors, Underåsen 5, Hagfors kommun. 2003-03-14, 577-10206-00, 1783-100 Sweco 2003: Hagfors kommun. Hagforstvätten. Lägesrapport kall sanering av perkloretylen. Uppdragsnummer 154.4157 000. Sweco Karlstad 2003-11-05 USEPA 2003: Users guide for evaluating subsurface vapour intrusion into buildings Lst 2004: Länsstyrelsen i Värmland. Revidering av ansvarsutredning Landstingstvätten i Hagfors, Underåsen 5, Hagfors kommun. 2004-05-06, 577-10206-00, 1783-100. Dnr 642-6411-00 Sweco 2005: Hagfors kommun. Hagforstvätten. Termisk in situ-sanering av perkloretylen, avslutande rapport. Uppdragsnummer 154.4157 000. Sweco Karlstad 2005-02-08 92 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie.doc

ra04s 2010-12-15 NRC 2005: National Research Council (NRC), 2005. Contaminants in the Subsurface: Source Zone Assessment and Remediation, National Academies Press, Washington, D.C.) Sweco 2006: Hagforstvätten, grundvatten. Avgr GV-förorening Örbäcken. SGU. 2334705000. 2006-10 AFCEE 2006: HQ Air Force Center for Environmental Excellence. Monitoring and Remediation Optimization System (MAROS). V e r s i o n 2. 2 NV 2007: Hållbar sanering. Klorerade lösningsmedel Identifiering och val av efterbehandlingsmetod. NV rapport 5663, februari 2007. Sweco 2008: SGU. Hagforstvätten, komplettering av grundvattenrör, uppföljning av grundvattenmagasin 2008. Uppdragsnummer 133.1060 000. Sweco Karlstad 2008-12-18 NV 2009: Att välja efterbehandlingsåtgärd. En vägledning från övergripande till mätbara åtgärdsmål. NV5978, september 2009. Sweco 2010a: Hagforstvätten (Underåsen 5). Sammanställning av utförda undersökningar och sanering samt bedömning av hur mycket som fattas för att göra en komplett huvudstudierapport. Uppdragsnummer 233.5189 000. Sweco Karlstad 2010-04-28 Sweco 2010b: Hagforstvätten (Underåsen 5). Förslag till vidare arbete. Uppdragsnummer 233.5189 000. Sweco Karlstad 2010-06-24 Sweco 2011a: PCE-förorening Hagfors, lägesrapport. Sweco Karlstad 2011-02-28 Sweco 2011b: PM Statistisk bearbetning av analysresultat över tid i grundvattenmagasinet nedströms Hagforstvätten. Sweco Karlstad 2011-06-20 ESTCP 2011: Decision guide. A Guide for Selecting Remedies for Subsurface Releases of Chlorinated Solvents Sweco 2012: PCE-förorening Hagfors. Kompletterande undersökning 2011. Sweco Karlstad 2012-04-19 ATV 2012: Akademien for de Tekniska Vitenskaper, Jord og Grundvann. Kurs om fri fas i anslutning till ATV s Vintermöde 2012. 93 (93) RAPPORT HAGFORSTVÄTTEN, HUVUDSTUDIE Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\hagforstvätten huvudstudie 2013-01- 25.doc

B4 F.d. hagforstvätten B3 (B11) B20 B12 B21 B22 B5 B15 B27B26 B13 B14 B23 Ö680m B17 Provtagning Örbäckens utlopp (Provtagning Örbäcken) Ö-40 m Ö2m Ö20m Ö40m Kb4 Ö60m Ö80m Ö100m B32 Ö120m Ö180m Ö160m Ö140m Ö200m Ö240m Ö220m Ö300m Ö260m Ö280m Ö320m Ö340m Ö360m Ö380m B24 B2 B18 B16 B35 B19 B34 B36 B37 B25 Kb1 B38 Ö600m Ö580m Ö560m Ö540m Ö520m Ö500m Ö480m Ö400m Ö420m Ö460m Betongtröskel Örbäcken B9 B10 B8 B6 B1 - B25 Grundvattenbrunnar Ö-40 - Ö680: Utläckande grundvatten till Örbäcken (låg halt) 0 m 500 m Ö-40 - Ö680: Utläckande grundvatten till Örbäcken (hög halt) Provtagningspunkt ytvatten SWECO VBB AB Kanikenäsbanken 10 Box 385, 651 09 Karlstad Telefon 054 14 17 00, Fax 054 14 17 01 Ungefärlig gräns grusås

SW9601 B4 B3 B5 B15 MIP1126 MIP1125 MIP1019 MIP1018 MIP1136 MIP1017 (B11) B20 MIP1015 MIP1025 B12 MIP1127 B26 MIP1101 MIP1128 B27 MIP1013 B21 MIP1020 MIP1026 B23 MIP1028 MIP1021 MIP1031 MIP1030 MIP1011 B13MIP1012 MIP1014 B14 B22MIP1016 MIP1022 MIP1104 MIP1102 MIP1103 MIP1029 MIP1105 MIP1132 MIP1133 MIP1108 Ö680 MIP1124 MIP1134 MIP1130 B30 MIP1135 B28 B17 MIP1106 MIP1001 MIP1107 MIP1131 B29 MIP1023 MIP1010 SW9509 MIP1123 B2 B16 B18 MIP1002 MIP1003 MIP1005 MIP1006 MIP1009 MIP1004 1106 Ö600 MIP1008 MIP1129 1107 MIP1122 B31 Ö200 MIP1024 B34 B35 MIP1007 B37 B19 MIP1027 B25 Ö580 1108 Ö180 Ö220 Ö240 Ö260 Kb2brunn B36 1105 Ö560 Ö-40 Ö2 Ö20 MIP1120 B33 Kb4 Kb4brunn MIP1121 B32 Kb3brunn Ö140 Ö160 Ö280 Ö300 Ö320 Ö340 Kb1brunn Kb1 Ö520 Ö540 Ö40 Ö120 Ö360 B38 Ö500 Ö60 Ö100 Ö380 Ö480 Ö80 Ö400 Ö420 Ö460 MIP1119 MIP1118 MIP1116 MIP1115 SWECO Infrastructure AB Kanikenäsbanken 10, Box 385, 651 09 Karlstad Telefon 054-14 17 00, Telefax 054-14 17 01 Org.nr. 556507-0868, säte Stockholm Ingår i SWECO-koncernen www.sweco.se MIP1117 MIP1114 B10 B9

Hög halt PCE (>ca 500 µg/l), hög nivå MIP Medel halt PCE (ca 10 - ca 500 µg/l), medelhög nivå MIP lag halt PCE (<ca 10 µg/l), låg nivå MIP SWECO Infrastructure AB Kanikenäsbanken 10, Box 385, 651 09 Karlstad Telefon 054-14 17 00, Telefax 054-14 17 01 Org.nr. 556507-0868, säte Stockholm Ingår i SWECO-koncernen www.sweco.se

Skala L = 1:2000 Skala H = 1:200 Skala L = 1:2000 Skala H = 1:200 Skala 1:5000 SWECO Infrastructure AB Kanikenäsbanken 10, Box 385, 651 09 Karlstad Telefon 054-14 17 00, Telefax 054-14 17 01 Org.nr. 556507-0868, säte Stockholm Ingår i SWECO-koncernen www.sweco.se Skala L = 1:2000 Skala H = 1:200 Skala L = 1:2000 Skala H = 1:200

vinylklorid tetrakloreten trikloreten 1,1,2-trikloretan 1,1,1-trikloretan tetraklormetan triklormetan 1,2-diklorpropan cis-1,2-dikloreten trans-1,2-dikloreten mg/kg TS 1,2-dikloretan 1,1-dikloretan diklormetan TS 105 C mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS % Bilaga 1 MKM (NV Rap. 5976) 0.25 0.06 1.2 0.35 30 0.6 1.2 KM (NV Rap. 5976) 0.08 0.02 0.4 0.08 5 0.2 0.4 Rapporteringsgräns > något av riktvärdena Under alla gränser Parameter Plats Enheter B12 (8-9) 88.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 2.1 <0.1 B12 (16-17) 84.6 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 13 <0.1 B12 (17-18) 85.4 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 10 <0.1 B12 (19-20) 88.9 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 1.9 <0.1 B13 (15-16) 82.3 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B13 (19-20) 86.8 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B14 (15-16) 87.5 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B15 (14-15) 86 <2 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.17 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B15 (18-19) 81.4 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B16 (12-13) 82.5 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B16 (19-20) 90 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B17 (22-23) 84.3 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B18 (17-18) 95.2 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.19 <0.1 B19 (13-14) 96.5 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B19 (17-18) 88.4 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B19 (18-19) 86.2 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.1 2.7 <0.1 B19 (19-20) 96.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 1.1 990 <0.1 B19 (20-21) 92.7 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.1 1.2 560 <0.1 B20 (12-13) 83.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.18 <0.1 B20 (15-16) 85.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B21 4-5m 80 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B21 10-11m 75 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.12 59 <0.1 B21 16-17m 78 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.13 59 <0.1 B21 19-20m 82 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 18 <0.1 B21 21-22m 89 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 1.7 <0.1 B21 4-5m 80 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B21 10-11m 75 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.12 59 <0.1 B21 16-17m 78 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.13 59 <0.1 B21 19-20m 82 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 18 <0.1 B21 21-22m 89 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 1.7 <0.1 B22 11-12m 81 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 19 <0.1 B22 15-16m 83 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 59 <0.1 1 2012-05-30 1 (2) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 1

vinylklorid tetrakloreten trikloreten 1,1,2-trikloretan 1,1,1-trikloretan tetraklormetan triklormetan 1,2-diklorpropan cis-1,2-dikloreten trans-1,2-dikloreten mg/kg TS 1,2-dikloretan 1,1-dikloretan diklormetan TS 105 C mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS % Bilaga 1 MKM (NV Rap. 5976) 0.25 0.06 1.2 0.35 30 0.6 1.2 KM (NV Rap. 5976) 0.08 0.02 0.4 0.08 5 0.2 0.4 Rapporteringsgräns > något av riktvärdena Under alla gränser Parameter Plats Enheter B22 17-18m 82 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 19 <0.1 B22 19-20m 84 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 9.3 <0.1 B22 21-22m 93 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 1.2 <0.1 B23 7-8m 92 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.75 <0.1 B23 14-15m 79 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.2 33 <0.1 B23 16-17m 82 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.11 17 <0.1 B23 17-18m 87 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 9.3 <0.1 B23 19-19,5m 89 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 1.3 <0.1 B24 2-3m 97 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B25 10-11m 82 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B25 12-13m 81 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B25 16-17m 90 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 B25 20-21,2m 91 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 2.9 <0.1 B25 18-19m 86 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 0.11 4.6 <0.1 1 2012-05-30 2 (2) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 1

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B4:1 1994-05-17 - - - - - 0.25 0.8-153.6 137.4 136.4 B5:2 1994-05-17 - - - - - 0.25 11-150.2 133.9 132.9 B3:2 1994-07-15 - - - - - 0.25 20-150.72 133.42 132.42 KB1:2 1994-05-17 - - - - - 0.25 45-136.94 132.44 131.44 B2:3 1994-05-17 - - - - - 0.25 40-146 126 125 Kb4:3 1994-05-17 - - - - - 40 8700-134.32 128.32 127.32 B4:1 1996-05-17 - - - 18-0.25 1 0.5 153.6 137.4 136.4 B10:1 1996-07-15 - - - 12-10 1160 0.5 135.49 132.49 131.49 B6:1 1996-05-17 - - - 9-0.25 1 60 132.58 122.58 121.58 B5:2 1996-05-17 - - - 19-0.25 1 0.5 150.2 133.9 132.9 B3:2 1996-07-15 - - - 22-0.25 1 340 150.72 133.42 132.42 KB1:2 1996-05-17 - - - 10-10 400 0.5 136.94 132.44 131.44 B8:2 1996-07-15 - - - 28-0.25 1 0.5 136.63 121.13 120.13 B10:2 1996-07-15 - - - 13-30 1530 30 135.49 128.49 127.49 B6:2 1996-07-15 - - - 17-0.25 1 100 132.58 118.58 117.58 B2:3 1996-05-17 - - - 15-0.25 300 0.5 146 126 125 Kb4:3 1996-05-17 - - - 25-10 2840 0.5 134.32 128.32 127.32 B10:3 1996-07-15 - - - 13-30 1690 310 135.49 124.49 123.49 B6:3 1996-07-15 - - - 14-0.25 1 0.5 132.58 114.58 113.58 B10:4 1996-07-15 - - - 15-30 1690 0.5 135.49 120.49 119.49 B6:4 1996-07-15 - - - 11-0.25 1 70 132.58 110.58 109.58 B10:5 1996-07-15 - - - 18-30 1170 0.5 135.49 115.49 114.49 B9:1 1996-07-15 - - - 33-1 650 0.5 135.36 131.36 130.36 B9:2 1996-07-15 - - - 33-1 680 0.5 135.36 127.36 126.36 B9:3 1996-07-15 - - - 33-1 780 0.5 135.36 123.36 122.36 B9:4 1996-07-15 - - - 33-1 660 0.5 135.36 119.36 118.36 1994-2012 2009-01-29 1 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B4:1 2000-05-17 43.2 10.1 13 0.14-0.44 0.44 0.84-153.6 137.4 136.4 B5:2 2000-05-17 43.9 10.3 13 0.14-0.5 0.25 0.77-150.2 133.9 132.9 B3:2 2000-07-15 43.6 10.1 14 0.06-0.5 0.25 - - 150.72 133.42 132.42 KB1:2 2000-05-17 36.7 8.7 9.9 - - 2.4 2.4 220-136.94 132.44 131.44 B8:2 2000-07-15 7.8 0.5 15 2.3-0.5 0.25 0.75-136.63 121.13 120.13 Kb4:3 2000-05-17 39.1 9.1 12 - - 7.9 7.9 2200-134.32 128.32 127.32 B6:4 2000-07-15 20.4 4.9 5.1 0.05-0.5 0.25 0.05-132.58 110.58 109.58 B10:5 2000-07-15 30.4 6.9 11 0.3-6.4 6.4 230-135.49 115.49 114.49 B9:5 2000-07-15 30.4 6.1 18 0.48-0.5 0.25 2.6-135.36 115.36 114.36 B2:1 2003-09-11 6.4 8.5 20 190 43.1 9.8 1.4 8 25 0.1 0.018 37 0.14 0.5 17 0.5 146 135 134 B2:2 2003-09-11 6.6 9.5 22 250 42.0 8.9 2.2 9 25 0.1 0.027 36 0.5 0.9 120 0.5 146 131 130 B2:3 2003-09-11 9.9 8.5 23 138 18.3 0.1 1 41 290 0.1 0.014 15 0.5 0.9 30 0.5 146 126 125 B3:1 2003-09-11 6.3 10.8 28 80 39.7 7.8 2.8 10 25 0.1 0.012 44 0.5 0.3 2.7 0.5 150.72 137.72 136.72 B3:2 2003-09-11 6.5 9.9 28-60 40.7 8 2.9 10 25 0.1 0.02 49 0.5 0.3 3.6 0.5 150.72 133.42 132.42 B4:1 2003-09-11 6.3 9.1 28-10 21.8 3.2 2.5 10 25 0.1 0.065 45 0.5 0.25 1.1 0.5 153.6 137.4 136.4 B5:1 2003-09-11 6.3 9.5 26 125 40.5 8.2 2.5 10 25 0.1 0.025 44 0.5 0.25 1 0.5 150.2 137.2 136.2 B5:2 2003-09-11 6.2 9.3 27 20 42.5 8.8 2.4 10 25 0.1 0.01 42 0.5 0.25 1.5 0.5 150.2 133.9 132.9 B6:1 2003-09-11 6.3 10.7 12-36 4.7 0.4 1 5 25 0.1 0.01 8 0.5 0.25 1 0.5 132.58 122.58 121.58 B6:2 2003-09-11 6 8.3 11 75 26.7 6.3 1 5 25 0.1 0.01 16 0.5 0.25 0.8 0.5 132.58 118.58 117.58 B6:3 2003-09-11 6 7.9 10 66 11.7 2.8 1 1 25 0.1 0.04 11 0.5 0.25 1.4 0.5 132.58 114.58 113.58 B6:4 2003-09-11 6.3 7.5 21-60 6.6 0.8 1 6 25 0.1 0.077 15 0.5 0.25 1.4 0.5 132.58 110.58 109.58 B8:1 2003-09-11 6.5 7.7 19 61 3.1 0.3 1 3 120 0.1 0.12 26 0.5 0.25 15 0.5 136.63 123.63 122.63 B8:2 2003-09-11 6.5 7.1 15 110 4.6 0.1 1 8 25 0.64 0.17 24 0.5 0.25 3.5 0.5 136.63 121.13 120.13 B9:1 2003-09-11 6.1 9 26 51 28.9 4.5 2.5 15 25 0.1 0.019 34 0.5 0.9 130 0.5 135.36 131.36 130.36 B9:2 2003-09-11 6.2 8 27 73 37.4 6.7 3.2 12 25 0.1 0.016 38 0.14 0.8 120 0.5 135.36 127.36 126.36 B9:3 2003-09-11 6.1 7.7 27 64 28.2 4.2 2.9 14 25 0.1 0.038 38 0.14 0.8 110 0.5 135.36 123.36 122.36 1994-2012 2009-01-29 2 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B9:4 2003-09-11 6.4 7.7 30-61 11.2 1 1 15 25 0.1 0.059 35 0.5 0.7 42 0.5 135.36 119.36 118.36 B9:5 2003-09-11 7 7.8 28-160 4.2 0.1 1 7 55 0.1 0.14 32 0.24 0.6 29 0.5 135.36 115.36 114.36 B10:1 2003-09-11 6.1 8.6 16 320 30.8 6.8 1.1 7 25 0.1 0.023 21 0.5 1.2 360 0.5 135.49 132.49 131.49 B10:2 2003-09-11 6 7.4 13 390 29.4 6.3 1.1 8 25 0.1 0.01 20 0.5 2 380 0.5 135.49 128.49 127.49 B10:3 2003-09-11 6.1 7.7 14 420 29.1 6.1 1.3 8 25 0.1 0.01 17 2.7 6.5 320 0.5 135.49 124.49 123.49 B10:4 2003-09-11 6.1 7.5 13 260 30.7 6.6 1.2 8 25 0.1 0.01 16 2.2 6.8 340 0.5 135.49 120.49 119.49 B10:5 2003-09-11 6 8 15 238 21.2 3.8 1.2 10 25 0.1 0.01 18 3.8 8.9 490 0.5 135.49 115.49 114.49 B11:1 2003-09-11 6.3 9.3 26 170 45.2 9.2 2.9 10 25 0.1 0.018 42 0.5 0.3 86 0.5 136.94 136.9 128.9 KB1:1 2003-09-11 7.8 9.2 22-300 12.2 2.2 1 7 43 0.1 0.063 12 110 190 1900 0.5 136.94 134.44 133.44 KB1:2 2003-09-11 6.8 7.9 15-50 3.5 0.2 1 4 25 0.1 0.12 9 87 72 4700 0.5 136.94 132.44 131.44 Kb4:1 2003-09-11 6.2 9.1 16 42 22.4 4.7 1 9 25 0.1 0.077 16 20 3.4 150 0.5 134.32 132.32 131.32 Kb4:2 2003-09-11 6.5 8.2 24 75 35.6 7 2.3 10 25 0.1 0.02 42 3.6 22 3200 0.5 134.32 130.32 129.32 Kb4:3 2003-09-11 6.5 8.7 26 205 40.1 7.6 3.3 10 25 0.1 0.018 39 2.9 21 3600 0.5 134.32 128.32 127.32 Kb4:4 2003-09-11 6.3 8.2 26 72 44.0 8.9 2.9 10 25 0.1 0.016 41 2.5 4.1 1500 0.5 134.32 126.32 125.32 B2:1 2003-12-17 6.5 7.9 13 110 42.1 9.3 1.6 9 25 0.1 0.02 30 0.5 0.5 6.6 0.5 146 135 134 B2:2 2003-12-17 6.4 7.6 17 105 42.9 8.9 2.2 11 25 0.1 0.02 36 0.16 2.1 180 0.5 146 131 130 B2:3 2003-12-17 6.5 7.5 14 70 33.6 6.6 1.7 12 25 0.1 0.05 26 0.5 0.8 36 0.5 146 126 125 B4:1 2003-12-17 7 7.9 14 126 13.3 0.3 3.1 12 25 0.1 0.05 48 0.5 0.2 2.2 0.5 153.6 137.4 136.4 B5:1 2003-12-17 6.3 15.5 26 90 43.3 8.1 3.3 13 25 0.1 0.01 49 0.5 0.3 2.8 0.5 150.2 137.2 136.2 B5:2 2003-12-17 6.5 12.3 21 110 40.2 7.4 3.1 13 25 0.1 0.01 48 0.5 0.3 3.6 0.5 150.2 133.9 132.9 B8:1 2003-12-17 7 6.4 17 125 0.4 0.1 - - - - - - - - 0.2-136.63 123.63 122.63 B8:2 2003-12-17 6.4 6 19 100 0.4 0.1 - - - - - - - - 0.2-136.63 121.13 120.13 B9:1 2003-12-17 6.4 6.8 24 80 20.9 5.6 - - - - - - - - 12-135.36 131.36 130.36 B9:2 2003-12-17 6.3 6.3 25 110 25.0 6.7 - - - - - - - - 120-135.36 127.36 126.36 B9:3 2003-12-17 6.6 6.3 24 240 25.0 6.7 - - - - - - - - 110-135.36 123.36 122.36 B9:4 2003-12-17 6.4 6.2 26 190 9.7 2.6 - - - - - - - - 89-135.36 119.36 118.36 1994-2012 2009-01-29 3 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B9:5 2003-12-17 7 6.1 30-60 0.7 0.2 - - - - - - - - 36-135.36 115.36 114.36 B10:1 2003-12-17 6.4 6.5 15 118 28.3 7.6 - - - - - - - - 0.05-135.49 132.49 131.49 B10:2 2003-12-17 6.3 6.5 13 106 24.2 6.5 - - - - - - - - 0.05-135.49 128.49 127.49 B10:3 2003-12-17 6.3 6.3 12 107 25.0 6.7 - - - - - - - - 0.05-135.49 124.49 123.49 B10:4 2003-12-17 6.3 6.7 12 112 23.5 6.3 - - - - - - - - 0.05-135.49 120.49 119.49 B10:5 2003-12-17 6.3 6.5 13 115 20.5 5.5 - - - - - - - - 0.05-135.49 115.49 114.49 B11:1 2003-12-17 6.4 10.8 23 98 45.8 8.6 3.4 14 25 0.1 0.015 48 0.5 0.25 32 0.5 136.94 136.9 128.9 KB1:1 2003-12-17 6.6 6.1 31 150 11.7 2.2 1 6 25 0.1 0.2 12 71 130 3100 4 136.94 134.44 133.44 KB1:2 2003-12-17 6.2 6.2 15 340 5.3 0.2 1.1 8 460 0.1 0.15 23 34 21 1200 4 136.94 132.44 131.44 Kb4:1 2003-12-17 6.2 6.9 17-24.5 4.1 1.8 12 25 0.1 0.03 30 22 12 890 0.5 134.32 132.32 131.32 Kb4:2 2003-12-17 6.3 7.2 22-42.4 7.7 3.4 14 25 0.1 0.02 52 4.3 32 5700 0.5 134.32 130.32 129.32 Kb4:3 2003-12-17 6.2 7.2 22-44.8 8.2 3.6 14 25 0.1 0.015 51 5.9 22 4600 0.5 134.32 128.32 127.32 Kb4:4 2003-12-17 6.3 7.2 22 510 46.6 8.7 3.6 14 25 0.1 0.015 48 4 4 1300 4 134.32 126.32 125.32 B2:2 2004-05-17 6.3 9 15 130 43.7 9.5 1.8 10 25 0.1 0.02 29 0.5 0.4 49 0.5 146 131 130 B2:3 2004-05-17 9.5 9 10-70 10.5 1.6 1 8 25 0.1 0.02 20 0.5 11 5.5 0.5 146 126 125 B3:2 2004-05-17 6.6 5.6 25-78 17.2 1.9 2.4 11 25 0.1 0.03 38 0.5 0.3 31 0.5 150.72 133.42 132.42 B4:1 2004-05-17 7.4 10.5 17 30-19.0 0.5 1 1 8000 0.1 0.01 42 0.5 0.25 3.8 0.5 153.6 137.4 136.4 B5:1 2004-05-17 6.5 20.2 26 150 33.4 6 2.8 11 25 0.1 0.02 38 0.5 1 57 0.5 150.2 137.2 136.2 B5:2 2004-05-17 6.6 20.6 26 80 19.2 2.5 2.3 11 25 0.1 0.03 37 0.5 1 74 0.5 150.2 133.9 132.9 B6:1 2004-05-17 6.9 7.4 32 190 0.7 0.2 - - - - - - - - 0.2-132.58 122.58 121.58 B6:2 2004-05-17 6.5 7.4 10 110 22.4 6 - - - - - - - - 0.2-132.58 118.58 117.58 B6:3 2004-05-17 6.3 6.7 8 90 14.9 4 - - - - - - - - 0.6-132.58 114.58 113.58 B6:4 2004-05-17 6.3 6.8 9 70 7.8 2.1 - - - - - - - - 0.05-132.58 110.58 109.58 B8:1 2004-05-17 7.2 7.7 19-0.7 0.2 - - - - - - - - 0.4-136.63 123.63 122.63 B8:2 2004-05-17 6.4 7.1 18-0.7 0.2 - - - - - - - - 0.3-136.63 121.13 120.13 B9:1 2004-05-17 6.3 7.1 24 290 21.6 5.8 - - - - - - - - 92-135.36 131.36 130.36 1994-2012 2009-01-29 4 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B9:2 2004-05-17 6.3 7.9 25 270 25.0 6.7 - - - - - - - - 110-135.36 127.36 126.36 B9:3 2004-05-17 6.3 7.4 24 190 25.3 6.8 - - - - - - - - 130-135.36 123.36 122.36 B9:4 2004-05-17 6.4 7.1 25-14.5 3.9 - - - - - - - - 86-135.36 119.36 118.36 B9:5 2004-05-17 6.8 6.9 30-1.5 0.4 - - - - - - - - 88-135.36 115.36 114.36 B10:1 2004-05-17 6.3 7.9 15 80 29.4 7.9 - - - - - - - - 360-135.49 132.49 131.49 B10:2 2004-05-17 6.3 8 13 97 25.0 6.7 - - - - - - - - 340-135.49 128.49 127.49 B10:3 2004-05-17 6.4 8.4 13 98 25.7 6.9 - - - - - - - - 200-135.49 124.49 123.49 B10:4 2004-05-17 6.4 8.6 12 105 25.0 6.7 - - - - - - - - 200-135.49 120.49 119.49 B10:5 2004-05-17 6.4 8.8 13 100 21.6 5.8 - - - - - - - - 350-135.49 115.49 114.49 B11:1 2004-05-17 6.9 22.3 27 49 24.8 4 1.9 13 25 0.1-39 0.5 1 110 0.5 136.94 136.9 128.9 KB1:1 2004-05-17 7 8.5 20 73 19.6 3.6 1.2 8 25 0.1-20 9 20 1500 0.5 136.94 134.44 133.44 KB1:2 2004-05-17 6.6 8.3 19 59 24.8 2.3 6 6 25 0.1-12 44 93 3200 4 136.94 132.44 131.44 Kb4:1 2004-05-17 6.5 8.7 22 64 43.7 8.1 3.5 13 25 0.1-40 4 9.9 2100 4 134.32 132.32 131.32 Kb4:2 2004-05-17 6.5 8.9 25 80 44.6 8.2 3.7 13 25 0.1-42 4 4.3 1100 4 134.32 130.32 129.32 Kb4:3 2004-05-17 6.5 8.3 18 85 20.4 3 2 11 25 0.1-30 0.5 3 490 0.5 134.32 128.32 127.32 Kb4:4 2004-05-17 6.4 8.7 15 95 20.8 3.3 1.5 12 25 0.1-25 11 4.9 390 0.5 134.32 126.32 125.32 B2:1 2004-10-11 6.3 9 17-110 41.4 9.1 1.6 9 5 0.1 0.02 34 0.5 1.8 0.1 0.5 146 135 134 B2:2 2004-10-11 6.3 8.4 17 78 40.4 8.4 2.1 10 5 0.1 0.01 32 0.5 1.7 570 0.5 146 131 130 B2:3 2004-10-11 9.7 8.2 9-90 7.3 0.4 1 11 5 0.1 0.007 27 0.5 11 13 0.5 146 126 125 B3:1 2004-10-11 6.6 13 26 20 34.5 6 3.1 12 5 0.1 0.06 45 0.5 2.1 40 0.5 150.72 137.72 136.72 B3:2 2004-10-11 8.6 12.5 22-30 7.8 0.8 1 9 54 0.1 0.007 43 0.5 3.1 23 0.5 150.72 133.42 132.42 B4:1 2004-10-11 8.4 9 15-20 6.3 1.4 1 1 100 0.1 0.02 45 0.5 4.1 25 0.5 153.6 137.4 136.4 B5:1 2004-10-11 6.4 16.5 25 250 32.1 5.7 2.7 11 5 0.1 0.05 41 0.5 31 160 0.5 150.2 137.2 136.2 B5:2 2004-10-11 6.7 18 27 420 15.5 2.7 1 11 5 0.1 0.47 42 0.5 48 120 0.5 150.2 133.9 132.9 B6:2 2004-10-11 6.4 8.1 7 79 10.4 2.8 - - - - - - - - 1-132.58 118.58 117.58 B6:3 2004-10-11 6.8 8.2 26 72 1.5 0.4 - - - - - - - - 1-132.58 114.58 113.58 1994-2012 2009-01-29 5 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B6:4 2004-10-11 6.6 8.1 9 66 12.7 3.4 - - - - - - - - 0.7-132.58 110.58 109.58 B8:1 2004-10-11 7.2 7.4 18 79 1.9 0.5 - - - - - - - - 4-136.63 123.63 122.63 B8:2 2004-10-11 6.5 7.5 19 71 2.2 0.6 - - - - - - - - 3-136.63 121.13 120.13 B9:1 2004-10-11 6.1 8.4 24 113 17.9 4.8 - - - - - - - - 110-135.36 131.36 130.36 B9:2 2004-10-11 6.2 7.4 25 130 22.4 6 - - - - - - - - 88-135.36 127.36 126.36 B9:3 2004-10-11 6.2 7.1 26 220 24.2 6.5 - - - - - - - - 84-135.36 123.36 122.36 B9:4 2004-10-11 6.3 7.2 26 250 18.6 5 - - - - - - - - 90-135.36 119.36 118.36 B9:5 2004-10-11 6.7 7.3 31 134 4.5 1.2 - - - - - - - - 71-135.36 115.36 114.36 B10:1 2004-10-11 6.5 8.4 16 250 26.4 7.1 - - - - - - - - 380-135.49 132.49 131.49 B10:2 2004-10-11 6.3 7.5 13 380 23.1 6.2 - - - - - - - - 440-135.49 128.49 127.49 B10:3 2004-10-11 6.3 7.4 12 130 23.1 6.2 - - - - - - - - 500-135.49 124.49 123.49 B10:4 2004-10-11 6.3 7.4 11 380 23.1 6.2 - - - - - - - - 500-135.49 120.49 119.49 B10:5 2004-10-11 6.3 7.3 12 220 20.9 5.6 - - - - - - - - 490-135.49 115.49 114.49 B11:1 2004-10-11 - - - - 9.8-2.6 9 25 0.1 0.02 32 0.2 0.25 350 0.2 136.94 136.9 128.9 KB1:1 2004-10-11 7.1 9.1 29 80 0.9 1.8 1 6 1900 0.1 4.7 19 19 31 1200 0.5 136.94 134.44 133.44 KB1:2 2004-10-11 6.8 8.6 17 85 3.4 0.5 1 5 5 0.1 1.9 10 25 110 4300 0.5 136.94 132.44 131.44 Kb4:1 2004-10-11 6.4 8 21 105 40.4 8 2.6 11 5 0.1 0.1 38 0.5 4.3 1300 0.5 134.32 132.32 131.32 Kb4:2 2004-10-11 6.5 8.1 23 120 42.0 8 3.1 12 5 0.1 0.005 41 0.5 3.9 1700 0.5 134.32 130.32 129.32 Kb4:3 2004-10-11 6.6 8.4 18 145 37.1 7.4 2.3 10 5 0.1 0.006 34 0.5 4.5 910 0.5 134.32 128.32 127.32 Kb4:4 2004-10-11 6.7 8.8 23 110 9.7 1.1 1 11 5 0.1 0.27 21 28 12 84 0.5 134.32 126.32 125.32 B2:1 2005-06-15 6.33 16.2 19 41 1.3 1.3 192 34.5 7.2 1.5 10 10 0.1 0.03 44 0.5 0.74 36 0.5 10 146 135 134 B2:2 2005-06-15 6.37 15.7 16 48 1.2 1.3 231 34.0 7 1.8 9 10 0.1 0.02 31 0.5 2 430 0.5 10 146 131 130 B2:3 2005-06-15 6.66 14.9 15 55 1.1 1.2-158 17.5 3.2 1 11 10 0.36 0.2 29 0.5 2.8 88 0.5 10 146 126 125 B3:1 2005-06-15 6.7 19.6 24 50 6.9 5.6-94 19.1 3.9 1.2 6 240 0.14 0.05 42 0.5 0.27 21 0.5 10 150.72 137.72 136.72 B3:2 2005-06-15 6.53 17.7 24 70 1.4 1.4 89 36.7 6.7 3.1 11 10 0.16 0.06 44 0.5 0.15 11 0.5 10 150.72 133.42 132.42 B4:1 2005-06-15 6.73 14.9 21 71 1.1 1.1-6 14.4 2.7 1.5 6 510 0.35 0.2 41 0.5 0.25 12 0.5 10 153.6 137.4 136.4 1994-2012 2009-01-29 6 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B5:1 2005-06-15 6.34 16 23 63 1.4 1.4 100 37.2 7.2 2.7 10 10 0.2 0.1 40 0.5 0.48 38 0.5 10 150.2 137.2 136.2 B5:2 2005-06-15 6.34 15.8 22 63 1.2 1.2 124 37.8 7.3 2.6 11 10 0.13 0.06 39 0.5 0.36 59 0.5 10 150.2 133.9 132.9 B6:1 2005-06-15 6.35 10.2 9 54 1 1 69 7.6 1.4 1 4 130 0.2 0.04 9 0.5 0.25 0.05 0.5 10 132.58 122.58 121.58 B6:2 2005-06-15 6.25 9.5 4 43 1 1 175 25.5 6.1 1 4 12 0.1 0.01 14 0.5 0.25 0.05 0.5 10 132.58 118.58 117.58 B6:3 2005-06-15 6.57 11.4 13 53 1 1-7 9.9 1.6 1 7 10 0.2 0.17 18 0.5 0.25 0.05 0.5 10 132.58 114.58 113.58 B6:4 2005-06-15 6.02 9.6 8 32 1 1 199 24.8 5.8 1 5 12 0.1 0.02 22 0.5 0.25 0.05 0.5 10 132.58 110.58 109.58 B8:1 2005-06-15 8.32 14 10 58 26 23-169 -20.6 0.4 1 1 8300 0.1 0.26 32 0.5 0.25 0.32 10 10 136.63 123.63 122.63 B8:2 2005-06-15 6.24 12.5 9 94 3.4 3.3-39 4.8 0.3 1 9 60 2.36 0.7 34 0.5 0.25 0.05 0.5 10 136.63 121.13 120.13 B9:1 2005-06-15 6.11 7.7 21 75 1 1.1 238 37.6 6.1 3.7 15 10 0.11 0.02 44 0.5 0.91 130 0.5 10 135.36 131.36 130.36 B9:2 2005-06-15 6.35 10 22 82 1.1 1.3 231 37.1 6.1 3.5 15 10 0.1 0.07 44 0.5 0.92 120 0.5 10 135.36 127.36 126.36 B9:3 2005-06-15 6.36 9.5 22 83 1 1.5 222 36.5 6 3.4 15 10 0.1 0.03 45 0.5 0.96 120 0.5 10 135.36 123.36 122.36 B9:4 2005-06-15 6.4 10.1 22 88 1 1 189 26.5 3.5 2.7 17 10 0.1 0.02 44 0.5 1.1 120 0.5 10 135.36 119.36 118.36 B9:5 2005-06-15 6.72 10.7 24 100 1 1.1-28 13.5 0.2 2.2 18 10 0.1 0.02 42 0.5 1.3 120 0.5 10 135.36 115.36 114.36 B10:1 2005-06-15 6.28 11.6 17 51 1.1 1.1 203 32.7 7 1.4 8 10 0.1 0.02 48 0.5 2.5 360 0.5 10 135.49 132.49 131.49 B10:2 2005-06-15 6.25 12.1 13 44 1 1 227 28.2 5.8 1.3 9 10 0.1 0.25 26 0.5 3.6 380 0.5 10 135.49 128.49 127.49 B10:3 2005-06-15 6.18 11.9 12 45 1 1 249 30.3 6.4 1.4 9 10 0.1 0.67 21 0.5 12 500 0.5 10 135.49 124.49 123.49 B10:4 2005-06-15 6.36 14.8 14 44 1 1 231 29.2 5.6 1.8 10 10 0.1 0.02 21 4.8 11 480 0.5 10 135.49 120.49 119.49 B10:5 2005-06-15 6.32 15.2 13 45 1 1 236 25.5 4.9 1.5 9 10 0.1 0.02 22 3.8 11 640 0.5 10 135.49 115.49 114.49 KB1:1 2005-06-15 6.52 15.4 17 76 2.6 2.6 95 17.6 3.3 1.4 8 10 0.1 1.5 21 13 34 1500 0.5 10 136.94 134.44 133.44 KB1:2 2005-06-15 6.64 16 17 130 5.7 5.5 111 1.9 0 1 6 10 0.1 2 14 39 150 5000 0.5 10 136.94 132.44 131.44 Kb4:1 2005-06-15 6.4 20.6 11 43 1.1 1.1 170 10.1 0.7 1.6 9 10 0.1 0.02 28 4.7 4.1 240 0.5 10 134.32 132.32 131.32 Kb4:2 2005-06-15 6.59 18.7 7 44 1.8 1.8 261 23.1 5.1 1 7 10 0.1 0.04 11 0.5 3.8 860 0.5 10 134.32 130.32 129.32 Kb4:3 2005-06-15 6.54 18.5 16 47 1.2 1.1 269 27.7 5 1.9 11 10 0.1 0.03 31 1.4 9.7 1900 0.5 10 134.32 128.32 127.32 Kb4:4 2005-06-15 6.68 19.3 20 58 1.2 1.2 283 31.2 5.1 2.7 14 10 0.1 0.03 41 3.2 24 4700 0.5 10 134.32 126.32 125.32 B2:1 2006-12-15 5.9 7.1 25 45 8 1 325 27.7 1.5 7.1 14 10 0.69 0.01 80 0.5 1 21 0.5 2 146 135 134 B2:2 2006-12-15 5.9 4.5 13 52 1.2 1 356 21.4 0.7 6.9 7.1 10 0.25 0.01 38 0.5 0.72 11 0.5 2 146 131 130 1994-2012 2009-01-29 7 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B2:3 2006-12-15 6.4 4.1 18 61 1.6 1-390 3.4 0 1 8.2 10 8.8 0.45 44 0.5 6.8 6.4 0.5 2 146 126 125 B3:1 2006-12-15 6.3 8.4 24 83 1.6 1 48-31.2 0 7.1 11 10 230 0.95 59 0.5 0.47 3.9 0.5 2 150.72 137.72 136.72 B3:2 2006-12-15 6.5 5.8 21 70 4.9 1-195 23.7 0.1 11 8.4 10 24 0.13 52 0.5 0.97 3.4 0.5 2 150.72 133.42 132.42 B5:1 2006-12-15 7.2 15.1 20 12 4.2 2.3-125 -63.5 0 0.2 0.98 58.4 286 0.42 66 1.4 8.1 4.5 0.5 2 150.2 137.2 136.2 B5:2 2006-12-15 6.7 13.3 25 72 19 1.3 78 15.7 0 8.2 12 10 35 0.45 55 0.5 0.94 3.1 0.5 2 150.2 133.9 132.9 B6:1 2006-12-15 6.3 6.6 9 92 1 1 184 1.9 0 0.46 3.1 84.3 1 0.084 5.8 0.5 0.32 0.05 0.5 2 132.58 122.58 121.58 B6:2 2006-12-15 6 5.6 10 61 1 1 301 5.2 0.2 1.1 4.6 10 0.25 0.042 20 0.5 0.5 0.05 0.5 2 132.58 118.58 117.58 B6:3 2006-12-15 6.1 5.6 10 73 1 1 261 3.8 0 1.1 3.1 13.3 0.25 0.033 13 0.5 0.67 0.05 0.5 2 132.58 114.58 113.58 B6:4 2006-12-15 6.7 5.6 16 92 1 1-29 2.6 0 1.1 5.6 10.9 10 0.057 19 0.5 0.39 0.05 0.5 2 132.58 110.58 109.58 B8:1 2006-12-15 8.1 5.9 17 120 7 6.3-185 -3.5 0 0.02 0.1 1130 1.2 0.08 34 0.5 0.55 0.05 0.5 2 136.63 123.63 122.63 B8:2 2006-12-15 6.1 5.2 20 120 4.5 4.5 7 2.7 0 0.02 8.7 31 3.9 0.15 40 0.5 0.64 0.05 0.5 2 136.63 121.13 120.13 B9:1 2006-12-15 6.2 9.8 23 85.4 1 1 333 43.3 0.8 15 14 10 0.25 0.014 45 0.5 1.4 68 0.5 2 135.36 131.36 130.36 B9:2 2006-12-15 6.2 6.8 22 91.5 1 1 350 42.6 0.6 15 14 10 0.25 0.01 46 0.5 1.5 53 0.5 2 135.36 127.36 126.36 B9:3 2006-12-15 6.2 5.1 22 91.5 1 1 365 40.3 0.6 14 14 10 0.25 0.01 45 0.5 1.5 52 0.5 2 135.36 123.36 122.36 B9:4 2006-12-15 6.2 4.7 23 91.5 1.1 1 374 39.5 0.4 14 14 10 0.25 0.01 46 0.5 1.4 59 0.5 2 135.36 119.36 118.36 B9:5 2006-12-15 6.5 4.4 24 109.8 1 1 191 19.8 0 5.3 19 10 2.4 0.01 45 0.5 1.6 57 0.5 2 135.36 115.36 114.36 B10:1 2006-12-15 6 7.5 17 73 3.1 2.2 312 15.4 0.6 4.5 6.8 10 0.25 0.028 38 0.5 3.2 170 0.5 2 135.49 132.49 131.49 B10:2 2006-12-15 6.1 7.6 14 79 2 1.1 341 15.8 0.4 5 6.8 10 0.25 0.003 28 0.5 3.8 230 0.5 2 135.49 128.49 127.49 B10:3 2006-12-15 6.1 8.1 13 79 1.5 1.2 356 17.1 0.6 5.2 7 10 0.25 0.021 25 3.9 11 230 0.5 2 135.49 124.49 123.49 B10:4 2006-12-15 6.5 8.1 13 79 1.5 1.5 365 17.9 0.8 5.2 7.2 10 0.25 0.023 24 4.5 12 190 0.5 2 135.49 120.49 119.49 B10:5 2006-12-15 6.1 9.2 14 85 1 1 370 21.0 1.2 5.8 7.7 10 0.25 0.048 25 3.6 10 210 0.5 2 135.49 115.49 114.49 KB1:1 2006-12-15 6.6 2.8 23 150 5.1 4.4 0 10.2 0 3.7 5.3 10 2 0.065 18 7.5 10 190 0.5 2 136.94 134.44 133.44 KB1:2 2006-12-15 6.1 4.4 20 150 6.7 7.1 39 2.6 0 0.25 4.8 10 0.25 0.011 15 39 81 1400 0.5 2 136.94 132.44 131.44 Kb4:1 2006-12-15 6 4 14 57.3 2.4 2.4 215 4.0 0 0.78 7.1 10 1.4 0.62 27 360 48 200 0.5 2 134.32 132.32 131.32 Kb4:2 2006-12-15 6 4.2 19 59.2 1.2 1 298 34.6 1.4 11 10 10 0.25 0.037 43 3.1 18 980 0.5 2 134.32 130.32 129.32 Kb4:3 2006-12-15 6 4.3 20 58.6 1.7 1 354 36.3 1.1 12 11 10 0.25 0.012 47 1.6 10 850 0.5 2 134.32 128.32 127.32 1994-2012 2009-01-29 8 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet Kb4:4 2006-12-15 6 4 20 73.2 1.8 1 371 37.8 0.9 13 11 10 0.25 0.049 44 0.5 2.1 360 0.5 2 134.32 126.32 125.32 B2:1 2008-04-20 5.7 11.1 20 40 1 1.5 280 67.7 5.8 18 12 10 0.46 0.24 59 0.5 0.7 30 0.5 2 146 135 123 B2:2 2008-04-20 5.7 - - 53 7.2 1.3 251 44.2 6.1 9.3 10 10 12 1.6 42 0.5 2.3 180 0.5 2 146 131 130 B2:3 2008-04-20 10.9 22-100 1 1-25.5-11 0.87 10 0.25 0.06 43 0.5 5 48 0.5 2 146 126 125 B3:1 2008-04-20 - - - 79 4 1.4-40.4-17 13 10 15 0.91 57 0.5 0.3 8.2 0.5 2 150.72 137.72 136.72 B3:2 2008-04-20 6 12 24 75 3.9 2.2 175 63.6 6.2 16 11 24 2.3 0.31 51 0.5 0.4 7.3 0.5 2 150.72 133.42 132.42 B4:1 2008-04-20 6.2 11.6 24 70 4.4 2.6 242 20.6 1.6 12 10 415 67 1.2 57 0.5 0.1 7.1 0.5 2 153.6 137.4 136.4 B5:1 2008-04-20 - - - 63 11 1.6 - -7.7-3.1 6.2 25 69 2.2 64 0.5 0.3 4.8 0.5 2 150.2 137.2 136.2 B5:2 2008-04-20 - - - 84 40 3.3 - -4.1-0.82 5.3 10 31 1.5 87 0.5 0.3 1.8 0.5 2 150.2 133.9 132.9 B6:1 2008-04-20 5.8 11.2 11 51 1 3.7 244 11.9 2.1 0.91 5.2 47 0.25 0.15 14 0.5 0.25 1.7 0.5 2 132.58 122.58 121.58 B6:2 2008-04-20 5.4 7.5 11 32 2.1 3.5 265 30.3 6.4 1.7 6.3 10 0.25 0.086 22 0.5 0.25 0.32 0.5 2 132.58 118.58 117.58 B6:3 2008-04-20-6.6 10 39 1 1 290 16.7 3.4 1 4.4 17 0.25 0.032-0.5 0.25 0.05 0.5 2 132.58 114.58 113.58 B6:4 2008-04-20-7.7 16 59 1 5.3 186 13.7 1.7 1.7 8.5 10 0.25 0.12 21 0.5 0.25 0.05 0.5 2 132.58 110.58 109.58 B8:1 2008-04-20 8 10 16 62 4.9 3.4-241 -7.9 0 0.5 1.1 2970 2.6 0.094 32 0.5 0.4 8.1 0.5 2 136.63 123.63 122.63 B8:2 2008-04-20 6.4 9.8 19 75 2.1 2.6 41-17.7 0 0.5 5.4 6690 7.9 0.072 35 0.5 0.57 23 0.5 2 136.63 121.13 120.13 B9:1 2008-04-20 6 14.1 23 82 2 7.5 263 62.1 5 16 16 10 0.25 0.042 47 0.5 0.4 21 0.5 2 135.36 131.36 130.36 B9:2 2008-04-20 5.7 11.7 23 89 1.9 6 286 63.5 6.1 15 15 10 0.25 0.014 48 0.5 0.3 14 0.5 2 135.36 127.36 126.36 B9:3 2008-04-20 8.9 5.6 24 84 1.8 1.1 312 63.0 6.7 14 14 10 0.25 0.01-0.5 0.73 40 0.5 2 135.36 123.36 122.36 B9:4 2008-04-20 6 14.8 24 90 1.4 4 272 60.1 5.2 15 15 10 0.25 0.026 47 0.5 0.3 15 0.5 2 135.36 119.36 118.36 B9:5 2008-04-20 6.1 11 27 130 1.7 3.8 272 37.0 2 9.6 18 10 0.25 0.13 46 0.5 0.3 13 0.5 2 135.36 115.36 114.36 B10:1 2008-04-20 5.67 10.2 0.22 49 2.6 9.8 307 46.9 8.1 6.1 6.6 10 0.25 0.02 69 0.5 0.7 29 0.5 2 135.49 132.49 131.49 B10:2 2008-04-20 5.8 10 15 49 1 1 259 36.0 4.8 6.4 8.3 10 0.25 0.056 30 0.5 4.2 140 0.5 2 135.49 128.49 127.49 B10:3 2008-04-20 5.8 10.7 14 47 1 1 276 37.6 4.7 7.1 9 10 0.25 0.01 25 2.1 7.1 190 0.5 2 135.49 124.49 123.49 B10:4 2008-04-20 5.8 10.5 14 47 1 1 257 37.9 4.7 7.2 9.1 10 0.25 0.018 26 3.4 9.4 160 0.5 2 135.49 120.49 119.49 B10:5 2008-04-20 5.6 9.2 15 48 1 1 291 37.8 4.4 7.6 9.3 10 0.25 0.01 26 0.5 7.6 160 0.5 2 135.49 115.49 114.49 B12:1 2008-04-20 - - - 82 3.8 1.2-47.0-19 17 14 2.4 3.7 39 2 79 7300 0.5 2 149.569 137.569 128.069 1994-2012 2009-01-29 9 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B13:1 2008-04-20 6.5 18 27 190 81 4.6 231 4.0 0 2.1 14 20 13 4.3 25 23.5 200 53000 0.5 8.5 149.772 137.772 128.272 B14:1 2008-04-20 - - - 57 3.2 2.6-31.1-12 10 10 1.6 0.37 51 0.5 0.8 3 0.5 2 149.775 137.775 131.775 B15:1 2008-04-20 5.7 10.2 21 51 1.6 2 305 54.9 6.9 11 9.7 10 0.36 0.096 48 0.5 0.5 1.3 0.5 2 151.927 139.927 128.527 B16:1 2008-04-20 6.3 16.1 20 100 16 4.4 165-7.3 0 3 15 36 72 5 33 0.5 0.86 40 0.5 2 147.723 130.023 129.923 B16:2 2008-04-20 - - - 520 46 27-9.4-0.5 46 57 45 0.88 41 0.5 0.3 12 0.5 3.9 147.723 128.023 127.923 B17:1 2008-04-20 5.7 11.5 19 54 4.8 1.3 287 45.4 5.4 10 11 10 8.5 0.54 41 0.5 2.2 150 0.5 2 147.593 129.293 129.193 B:17:2 2008-04-20 5.8 11.8 20 63 6.2 1.3 319 47.6 5.4 11 10 10 6 0.72 40 0.5 1.5 65 0.5 2 147.593 127.393 127.293 B17:3 2008-04-20 5.9 11 25 86 5.1 1.1 277 13.4 4.9 0.5 13 10 9.3 10 49 0.5 0.49 12 0.5 2 147.593 124.393 124.293 B18:1 2008-04-20 7 23.5 13 44 4 2.4 107 25.9 0 9.6 10 10 0.48 0.26 16 0.5 0.25 3.9 0.5 2 147.858 134.158 134.058 B18:2 2008-04-20 7 23.5 13 49 20 2.5 182 17.6 0 8.7 11 10 0.99 7.7 16 0.5 0.3 17 0.5 2 147.858 132.158 132.058 B18:3 2008-04-20 6.4 16.7 15 70 10 2.4 195 12.7 0 8.9 12 10 1.4 14 17 0.5 0.15 3.1 0.5 2 147.858 130.058 129.958 B19:1 2008-04-20 6.3 7.6 14 65 75 8.4 230 1.6 0 3.9 4.8 16 28 3.5 19 190 120 1500 0.5 2 147.64 136.83 136.73 B19:2 2008-04-20 6.2 7.8 7 28 65 9.5 200 1.5 0 1 4.2 10 7.2 1.1 7.1 28 49 2600 0.5 2 147.64 134.33 134.23 B19:3 2008-04-20 5.7 10.4 20 35 20 5.4 287 35.7 0.3 5 60 10 10 0.52 62 40 260 7600 0.5 2 147.64 129.84 129.74 B19:4 2008-04-20 6.4 13.1 11 49 16 5.1 184-9.9 0 1.1 4.2 23 53 2.6 14 163 940 51000 16 36 147.64 127.94 127.84 B19:5 2008-04-20 - - - 110 37 20-1.0-0.5 7 24 11 0.092 28 630 3200 1500000 86 210 147.64 125.64 125.54 B20:1 2008-04-20 - - - 96 15 2.2-31.4-16 12 10 41 1.4 55 0.5 1.3 67 0.5 2 149.61 137.61 131.81 KB1:1 2008-04-20 6.3 15.6 20 120 4.3 3.8 261 16.6 1.2 4.7 7.9 89 0.45 1.9 22 34 33 500 0.5 2 138.95 136.45 135.45 KB1:2 2008-04-20 6 10.6 20 130 6.9 6.8 300 2.4 0 0.5 6.1 58 0.25 0.7 21 100 110 1300 1.1 2 138.8 134.3 133.3 Kb4:1 2008-04-20 5.53 9.6 0.13 37 1.5 1.2 191 4.2 0.2 0.5 9.5 11 5.3 0.042 19 26 38 71 0.5 2 134.32 132.32 131.32 Kb4:2 2008-04-20 5.7 87 20 58 1 1 261 52.3 5.9 11 12 10 0.25 0.046 48 1.6 16 1300 0.5 2 134.32 130.32 129.32 Kb4:3 2008-04-20 5.6 8.7 21 71 1 1 294 52.2 6 11 11 10 0.25 0.076 48 2.1 21 1500 0.5 2 134.32 128.32 127.32 Kb4:4 2008-04-20 5.8 8.8 24 70 1 1 287 61.0 6.3 14 13 10 0.25 0.058 54 0.5 3.1 180 0.5 2 134.32 126.32 125.32 B4 2010-10-01 6.7 10.6 32.2 240 72 1.99 2.22-28.3 15.1 0 8.16 9.78 246 28 0.93 76.9 0.5 0.25 3.8 0.5 2 153.6 137.4 136.4 B5:1 2010-10-01 6.3 12.9 35.4 108 69 2.85 3.2 19.4 60.7 7.2 15 13.6 36 17 2.7 90.9 0.5 0.25 3.5 0.5 2 150.2 137.2 136.2 B5:2 2010-10-01 6.3 14.9 36.5 0 57 3.1 3.58-60.9-8.1 0 2.54 7.67 10 66 2.8 90.2 0.5 0.25 2 0.5 2 150.2 133.9 132.9 1994-2012 2009-01-29 10 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B3:1 2010-10-01 6.5 11.5 35.6 0 86 3.31 3.55-1.2 31.3 0 14.6 13.9 10 32 1.1 69.4 0.5 0.85 5.4 0.5 2 150.72 137.72 136.72 B3:2 2010-10-01 6.6 11.1 33.6 553 84 2.23 2.96 31.8 71.0 9.8 14.2 11.8 10 9.4 1.1 61.1 0.5 0.25 5.5 0.5 2 150.72 133.42 132.42 B15: 1 2010-10-01 7.44 12.9 11.5 5.2 67 1.68 1.72 68.8 43.5 8.4 4.98 5 10 2 0.01 1 0.5 0.25 0.05 0.5 2 151.927 140.927 139.927 B15:2 2010-10-01 6.5 11.4 29.8 7.4 57 1.38 1.38 102.8 60.9 9.6 9.28 9.7 10 2 0.01 51.3 0.5 0.25 1.1 0.5 2 151.927 136.927 135.927 B15:3 2010-10-01 6.4 11.6 31.5 11.7 59 1.24 2.28 109.7 68.8 11.2 9.98 10 19 0.1 0.018 51.5 0.5 0.25 0.8 0.5 2 151.927 134.927 133.927 B15:4 2010-10-01 6.4 11.3 31.2 0 58 1.09 1.59 113.6 66.6 10 10.8 10.9 10 0.1 0.11 55.6 0.5 0.25 0.8 0.5 2 151.927 133.927 132.927 B13: 1 2010-10-01 6.1 9.9 26.8 701 65 2.79 3.04 63.8 65.1 9.9 11 11 10 3.4 0.99 46 2.1 18 16000 0.5 2 149.772 137.772 136.772 B13:2 2010-10-01 6.2 9.9 30 910 66 2.59 2.92 74.7 66.2 10.5 11.2 10.7 10 7 1.8 50.8 0.5 9.3 7700 0.5 2 149.772 136.272 135.272 B13:3 2010-10-01 6.2 10.2 30.6 367 66 3.04 3.11 80.6 67.4 10.8 11.5 11.2 10 8 2.5 56 0.5 11 9600 0.5 2 149.772 134.772 133.772 B13:4 2010-10-01 6 9.9 30.5 0 88 12 14.2 92.9 59.1 10.3 11.9 11.8 10 43 2.2 58.8 2.1 110 15000 0.5 2 149.772 133.472 132.472 B14:1 2010-10-01 6.6 9.9 20.2 1003 59 2.05 2.28 74.3 67.5 11.7 9.36 9.99 10 4.2 1 48.8 0.5 0.25 1.4 0.5 2 149.775 137.275 136.275 B14:2 2010-10-01 6.3 9.9 20.3-58 2.1 2.32 89.9 65.2 10.6 9.88 10.3 10 3 0.72 52 0.5 0.25 1.7 0.5 2 149.775 135.775 134.775 B14:3 2010-10-01 6.4 9.6 20.6 1015 61 2.15 2.43 85.2 63.2 10.4 9.59 9.81 10 3.1 1.1 50.8 0.5 0.25 2.2 0.5 2 149.775 134.275 133.275 B14:4 2010-10-01 6.4 9.2 29.4 135 61 2.71 3.16 106.4 65.7 10.9 9.26 9.38 10 0.25 0.048 49.2 0.5 0.25 2.8 0.5 2 149.775 132.775 131.775 B12:1 2010-10-01 6.6 10.3 32.5 254 63 0.84 2.36 67.3 81.1 8.3 19.9 11 10 0.27 0.032 73.8 1.1 8.2 8400 0.5 2 149.569 137.569 136.569 B12:2 2010-10-01 6.1 9.9 32.5 497 67 0.84 2.58 85.1 76.1 7.9 18.2 12.2 10 0.81 0.054 62.8 31 20 14000 0.5 2 149.569 135.569 134.569 B12:3 2010-10-01 6 9.7 31.9-65 0.84 1.83 91.9 76.2 9.3 17.1 12.9 10 2.9 2.8 57.5 25 28 19000 0.5 2 149.569 133.569 132.569 B12:4 2010-10-01 601 9.6 31.4 528 65 1 2.79 90.2 77.9 9.8 17 12.9 10 2.6 2.8 57.9 14 25 20000 0.5 2 149.569 131.569 130.569 B12:5 2010-10-01 6.3 9.8 33.7 0 130 1.14 2.17 32.3 62.9 7.8 15.1 10.2 10 16 1.7 55 120 20 15000 0.5 2 149.569 130.269 129.269 B20:1 2010-10-01 6.5 12.5 33.9-60 1.1 2.48 104.1 75.1 11 13.4 10.9 10 3.1 0.67 67.9 0.5 0.25 55 0.5 2 149.61 137.11 136.11 B20:2 2010-10-01 6.4 11.9 33.5 24.1 65 1.1 1.83 84 71.9 10 13.2 12.2 10 1.8 0.48 67.2 0.5 0.25 51 0.5 2 149.61 135.61 134.61 B20:3 2010-10-01 6.3 10.7 30.4 400 64 1.14 1.98 83.6 67.5 10.9 12.1 11.2 10 16 2.3 62.1 0.5 0.25 40 0.5 2 149.61 134.11 133.11 B20:4 2010-10-01 6.5 12.4 33.4 39.2 70 1.08 2.43 86.2 65.9 10.6 12.2 11.1 10 17 2.8 63 0.5 0.25 47 0.5 2 149.61 132.81 131.81 B21:1 2010-10-01 9.79 1.2 30 681 - - - 87.8 0.0 0 - - - - - - 0.5 0.7 33 0.5-149.82 130.82 130.72 B21:2 2010-10-01 7.83 7.8 35.2 0 150 3.09 3.6-22.4 14.5 0 4.89 44.1 110 45 6 60.1 0.5 16 460 0.5 11 149.82 129.57 129.47 B21:3 2010-10-01 - - - - - - - - - - - - - - - - 0.5 0.9 21 0.5-149.82 126.82 126.72 1994-2012 2009-01-29 11 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B22:1 2010-10-01 - - - - - - - - - - - - 17 - - - 5.3 3.1 71 0.5 5.7 149.23 135.98 135.88 B22:2 2010-10-01 - - - - - - - - -0.1 - - - 22 - - - 7.6 15 220 0.5 13 149.23 132.73 132.63 B22:3 2010-10-01 7.83 3.4 31.6 806 130 2.89 3.81 104-2.9 0 2 15 14 35 4.2 12.7 0.5 1.4 22 0.5 11 149.23 131.23 131.13 B22:4 2010-10-01 7.21 6.2 24.8 0 130 2.51 2.94 3.2-17.5 0 2 14.1 29 77 9.6 64.4 6.7 63 2600 0.5 22 149.23 129.23 129.13 B22:5 2010-10-01 6.94 7.7 29.2 19 100 1.31 1.53-43.3 4.0 0 2.84 15.4 43 28 3.1 74 5.4 81 3400 0.5 34 149.23 127.23 127.13 B23:1 2010-10-01 - - - - - - - - 0.0 - - - 17 - - - 1.6 26 60 0.5 2 149.46 139.46 139.36 B23:2 2010-10-01 - - - - 79 5.09 5.4-6.1-2 46.2 10 67 1.2 11.9 0.5 4.5 66 0.5 2 149.46 137.46 137.36 B23:3 2010-10-01 - - - - 74 5.75 6.42-2.7-2 29.5 10 48 1.7 10.3 0.5 2.4 7.5 0.5 2 149.46 134.46 134.36 B23:4 2010-10-01 - - - - 80 6.05 6.35-4.1-2 28.3 10 34 3.1 7.72 0.5 0.7 1.2 0.5 2 149.46 131.46 131.36 B23:5 2010-10-01 - - - - 76 4.52 4.53 - -13.3-2 19 10 77 7.4 6.88 0.5 0.25 0.6 0.5 2 149.46 129.96 129.86 B2:1 2010-10-01 6.7 8 18.3 294 57 4.13 4.24 86.7 54.3 10.6 6.52 8.24 10 4.2 3 33.6 0.5 0.25 9.1 0.5 2 146 135 123 B2:2 2010-10-01 7.4 8 23.2 3.5 59 4.19 4.33 77.6 59.1 9.9 10.1 10.8 10 18 1.7 48.3 0.5 1.8 560 0.5 2 146 131 130 B2:3 2010-10-01 6.9 8.1 20.4 414 110 3.41 3.67 51.8 50.1 6.7 10.2 11.6 10 12 0.57 45.7 0.5 0.25 110 0.5 2 146 126 125 B16:1 2010-10-01 7.6 8.3 20.5 4.2 64 3.82 4.08-6.7 10.5 0 6.94 12.2 10 39 2.2 39.9 0.5 0.25 15 0.5 2 147.723 130.023 129.923 B16:2 2010-10-01 - - - - - - - - - - - - 10 - - - 0.5 0.25 3.3 0.5 2 147.723 128.023 127.923 B16:3 2010-10-01 - - - - - - - - - - - - 10 - - - 0.5 0.25 0.2 0.5 2 147.723 126.573 126.473 B17:1 2010-10-01 - - - - - - - - - - - - 10 - - - 0.5 4.8 150 0.5 2 147.593 129.293 129.193 B17:2 2010-10-01 6.61 8.8 27.7 849 71 3.42 3.82 84.1 70.1 9.74 13.2 11.3 10 3.6 0.53 51.3 0.5 1 74 0.5 2 147.593 127.393 127.293 B17:3 2010-10-01 6.79 9.2 31.1 43.3 92 2.99 3.15 44.3 67.4 9.24 15.3 12.4 10 15 4.5 54.9 0.5 0.25 19 0.5 2 147.593 124.393 124.293 B19:1 2010-10-01 - - - - - - - - - - - - 10 - - - 360 110 960 2.8 2 147.64 136.83 136.73 B19:2 2010-10-01 6.94 9.1 5 589 37 25.8 27.5 29.2 0.5 0 2 5 32 7.6 1.2 4.96 23 71 2700 0.5 2 147.64 134.33 134.23 B19:3 2010-10-01 6.61 8.9 13.9 0 65 38.9 39.2-8.4-2.0 0 2 7.24 10 27 1.5 22 36 190 26000 3.8 2 147.64 129.84 129.74 B19:4 2010-10-01 6.74 8.3 15.5 0 130 6.31 6.64-49 -13.1 0 2 5 21 68 1.4 18.4 250 5600 100000 45 54 147.64 127.94 127.84 B25:1 2010-10-01 7.26 6.3 5.5 481 520 35.1 35.4-11.5 171.6 0 2 450 313 74 7.7 29.2 28 5.9 7.7 2.4 6.9 147.25 133.85 133.75 B25:2 2010-10-01 6.85 6.6 5.8-180 10.8 12.6-18.3 39.0 0 2 115 489 39 3 14.6 190 220 140 16 2 147.25 132.45 132.35 B25:3 2010-10-01 6.76 6.8 8.5 406 58 12.8 14.5-43.8-1.6 0 2 5.63 13 21 1.8 5.08 400 130 92 5.8 2 147.25 130.25 130.15 1994-2012 2009-01-29 12 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B25:4 2010-10-01 6.86 6.8 48.1 125 32 12.4 12.5-100 0.7 0 2 5 207 8 0.34 6.48 57 250 4800 0.5 2 147.25 128.25 128.15 B25:5 2010-10-01 7 5.3 36.2 0 37 11.4 13.9-107 1.0 0 2 5 139 7.8 0.32 5.7 28 490 15000 0.5 2 147.25 126.05 125.95 KB1:1 2010-10-01 6.9 9 30.6 28.4 170 6.81 7.4-90.3 4.5 0 2.05 6.32 10 4.4 2.1 12.3 44 71 1300 0.5 2 138.95 136.45 135.45 KB1:2 2010-10-01 6.6 8.3 16.2 33.1 95 5.96 6.81 35.6 3.3 0 2 5.61 10 0.1 1.6 10.7 81 130 3200 1.8 2 138.8 134.3 133.3 KB4:1 2010-10-01 6.4 8.7 17.2 11.1 65 3.31 3.62-127 1.6 0 2 7.39 10 14 0.8 17.4 57 6.6 17 3.9 2 134.32 132.32 131.32 KB4:2 2010-10-01 6.3 7.9 24.8 6.6 58 3.41 3.66 46.2 59.3 8.3 10.5 10.2 10 0.1 0.014 48.5 6 10 2000 0.5 2 134.32 130.32 129.32 KB4: 2010-10-01 6.4 7.9 25.4 35.3 60 2.89 3.06 42.9 65.2 8.7 12.2 11.5 10 0.1 0.04 53.1 1.8 15 3200 0.5 2 134.32 128.32 127.32 KB4:4 2010-10-01 6.4 8.5 29.2 8.2 64 3.09 3.37 62.2 72.5 8.8 15.1 12.1 10 0.1 0.056 56.1 2 5.5 3400 0.5 2 134.32 126.32 125.32 B8:1 2010-10-01 7.6 7 17.3 21.4 65 1.69 2.74-187 2.8 0 2 5 10 2 0.084 29.7 0.5 0.25 0.05 0.5 2 136.63 123.63 122.63 B8:2 2010-10-01 6.7 7 22.2 5.8 84 1.83 1.71-163 -5.1 0 2 5 2370 7.7 0.12 35.3 0.5 0.25 0.15 0.5 2 136.63 121.13 120.13 B9:1 2010-10-01 - - - - 85 0.75 1.18-35.5-13 13.3 10 0.1 0.01 44.1 0.5 2 86 0.5 2 135.36 131.36 130.36 B9:2 2010-10-01 - - - - 91 0.9 1.14-28.8-10.8 9.58 10 0.1 0.01 37.2 0.5 0.9 46 0.5 2 135.36 127.36 126.36 B9:3 2010-10-01 - - - - 92 0.89 1.22-32.8-12.2 11.4 10 0.1 0.01 41.5 0.5 0.97 55 0.5 2 135.36 123.36 122.36 B9:4 2010-10-01 - - - - 92 0.8 1-39.2-14.5 13.9 10 0.1 0.01 49.2 0.5 0.97 50 0.5 2 135.36 119.36 118.36 B9:5 2010-10-01 - - - - 140 0.86 1.19-22.2-6.93 15.3 10 0.82 0.046 42.5 0.5 1.3 37 0.5 2 135.36 115.36 114.36 B10:1 2010-10-01 6.6 9.1 19.7 2.3 59 1.3 2 73.9 41.6 7.1 5.33 6.96 10 0.1 0.01 34.1 0.5 2.9 160 0.5 2 135.49 132.49 131.49 B10:2 2010-10-01 6.4 7.7 14.3 0 47 0.87 1.63 97 39.1 6.2 5.57 7.56 10 0.1 0.01 25.3 0.5 2.9 230 0.5 2 135.49 128.49 127.49 B10:3 2010-10-01 6.5 7.6 15.4 0 50 0.67 1.37 84 47.8 7.8 6.61 8.42 10 0.1 0.01 24.8 2.6 11 140 0.5 2 135.49 124.49 123.49 B10:4 2010-10-01 6.5 7.8 15.6 0 50 0.7 0.95 90.5 47.3 7.8 6.46 8.17 10 0.1 0.01 23.8 0.5 11 160 0.5 2 135.49 120.49 119.49 B10:5 2010-10-01 6.5 7.9 16.3 0.4 50 0.58 0.93 84.4 45.9 6.9 7.21 8.58 10 0.1 0.01 27 0.5 8.6 210 0.5 2 135.49 115.49 114.49 B6:1 2010-10-01 - - - - 53 0.5 0.5-3.1-2 5 10 0.87 0.024 12.2 0.5 0.25 0.05 0.5 2 132.58 122.58 121.58 B6:2 2010-10-01 - - - - 43 0.5 0.5-3.2-2 5 10 0.46 0.07 20.6 0.5 0.25 0.05 0.5 2 132.58 118.58 117.58 B6:3 2010-10-01 - - - - 43 0.5 0.5-3.3-2 5 10 0.1 0.01 14.9 0.5 0.25 0.05 0.5 2 132.58 114.58 113.58 B6:4 2010-10-01 - - - - 53 0.5 0.84-4.3-2 6.62 10 3 0.17 20.6 0.5 0.8 0.05 0.5 2 132.58 110.58 109.58 B26 2011-09-26 6.8 10.9 292-1 4.27 4.14-8.6 33.2 0 12.6 12.9 10 9.4 0.048 55.4 0.5 0.4 26 0.5 2 149.9 136.9 135.9 B27 2011-09-26 - - - - - - - - - - 17 - - - 16 59 3300 0.5 2.3 149.9 136.9 135.9 1994-2012 2009-01-29 13 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

UK filter ÖK filter Ök rör Övrigt Eten Diverse kolväten vinylklorid (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Tetrakloreten (rapporteringsgräns 0.1 µg/l anges som 0.05 µg/l) Trikloreten (rapporteringsgräns 0.5 µg/l anges som 0.25 µg/l) cis 1.2-Dikloreten (rapporteringsgräns 1 µg/l anges som 0.5 µg/l) Flyktiga halogenerade föreningar klorid Mn2+ Fe2+ Metan Sulfat Nitrat O2 Redoxindex - vatten Redox Redoxparametrar DOC TOC Alkalinitet Turbiditet konduktivitet Temp ph Fysikaliska parametrar m.ö.h. m.ö.h. m.ö.h. µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l mg/l mg/l mg/l µg/l mg/l mg/l mg/l cal/l mv mg/l mg/l mg HCO3/l FNU ms/m Grader C ph Bilaga 2 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (MKM: ångor i industrilokaler (C gv_iv) 3278 197 5887 125 Riktvärden för grundvatten med avseende på hälsa (KM: ångor i bostäder) (C gv_iv ) 599 36 1075 23 Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw ) 100 100 Riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw ) Riktvärden för grundvatten med avseende på vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw ) Under ovanstående gränser 70 50 50 900 1 9 Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B28 2011-09-26 - - 72 4.08 3.99-24.9 0 11.8 12.6 10 61 0.22 55.3 0.5 3.4 1200 0.5 2.1 147.55 126.55 125.55 B29 2011-09-26 7 10.1 - - 59 1.72 1.41 93 25.1 0 9.78 10.8 10 16 0.028 40.7 0.5 0.3 64 0.5 2 147.02 132.52 131.52 B30 2011-09-26 7.1 10.6 280-71 1.16 1.02 41 37.9 0 15 12.8 10 15 0.11 60.4 0.5 1.1 1800 0.5 2 147.4 126.4 125.4 B31 2011-09-26 7.3 09.6 275 119 74 1.05 0.99 1 38.1 0 14.8 12.6 10 10 0.04 58 0.5 3.5 3500 0.5 2 141.14 126.64 125.64 B32 2011-09-26 7.3 10.4 285-71 1.04 0.93-17 41.3 0 16.1 12.6 10 7.8 0.01 58.1 0.5 2.1 2260 0.5 2 140.3 124.8 123.8 B33 2011-09-26 7.1 09.1 295 171 73 0.99 0.87-29 29.5 0 11.9 10.4 10 17 0.2 44.4 0.5 3.8 4000 0.5 2 140.19 124.69 123.69 B34:1 (16,8-17,8) 2012-01-11--2012-01-26 <10 0.5 2.7 490 0.5 <2.0 147.71 130.91 129.91 B35:1 (10,9-11,9) 2012-01-11--2012-01-26 <10 0.5 1.7 46 0.5 <2.0 147.71 136.81 135.81 B35:2 (15,9-16,9) 2012-01-11--2012-01-26 <10 0.5 1.6 46 0.5 <2.0 147.71 131.81 130.81 B35:3 (20,8-21,8) 2012-01-11--2012-01-26 <10 10 58 54 0.5 <2.0 147.71 126.91 125.91 B36:1 (10-11) 2012-01-11--2012-01-26 <10 15 23 480 0.5 <2.0 147.54 137.54 136.54 B36:2 (15-16) 2012-01-11--2012-01-26 13 17 270 0.5 147.54 132.54 131.54 B36:3 (19-20) 2012-01-11--2012-01-26 <10 2.5 10 1100 0.5 <2.0 147.54 128.54 127.54 B37:1 (18,1-19,1) 2012-01-11--2012-01-26 752 1800 250 75 1.6 7.3 147.49 129.39 128.39 B37:2 (22,1-23,1) 2012-01-11--2012-01-26 41 31 100 29000 0.5 <2.0 147.49 125.39 124.39 B37:3 (27,1-28,1) 2012-01-11--2012-01-26 29 3.6 98 19000 0.5 <2.0 147.49 120.39 119.39 B38:1 (6,7-7,7) 2012-01-11--2012-01-26 <10 26 86 1100 0.5 <2.0 140.20 133.50 132.50 B38:2 (9,7-10,7) 2012-01-11--2012-01-26 <10 55 340 11000 1.2 <2.0 140.20 130.50 129.50 Medel alla rör 1994-2012 21 50 5952 4 Stdav alla rör 1994-2012 121 370 79857 28 Medelhalt alla rör 2010-2012 38 90 3794 1 Standardavvikelse alla rör 2010-2012 190 565 11439 5 1994-2012 2009-01-29 14 (14) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 2 Sammanställning gv alla prov 1994-2012 - RV2012

Gäller inomhusluft vinylklorid tetrakloreten trikloreten 1,1,2,2-tetrakloretan 1,1,2-trikloretan 1,1,1-trikloretan tetraklormetan 1,2-diklorpropan 1,1-dikloreten cis-1,2-dikloreten trans-1,2-dikloreten 1,2-dikloretan 1,1-dikloretan diklormetan Triklormetan (kloroform) Flyktiga halogenerade föreningar provtagningstid Övrigt volym Fysikaliska parametrar mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 min liter Hagforstvätten hitoriskt Hagforstvätten sanering Passiv provtagning inomhus 2008 Passiv provtagning inomhus 2009 Passiv provtagning inomhus 2010 och 2012 Bilaga 3a INOMHUSLUFT Riktvärden för inomhusluft (C inomhus MKM-nivå) 0.05 0.01 0.55 0.01 Riktvärden för inomhusluft (C inomhus KM-nivå) 0.01 0.001 0.1 0.0026 Rappoteringsgräns >ovan stående riktvärden Under ovanstående gränser Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet Hagforstvätten 1978 850 Hagforstvätten 1986 315 Hagforstvätten 1989 145 Hagforstvätten, slutet utrymme under golv intill tvättlokal 1996 245 Hagforstvätten tvättlokal 1996 (min) 1.5 Hagforstvätten tvättlokal 1996 (max) 10.5 Hagforstvätten (8), förhöjd halt under sanering 2003 13 Hagforstvätten (8) 2004 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.006 0.34 <0.001 Hagforstvätten (8) 2005 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.033 <0.001 Janssons tvätt Lager vån 1 (7) 2008 5820 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.02 <0.001 Matsal Hagforstvätten (1) 2008 5820 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.013 <0.001 Janssons tvätt Källare under kontor (5) (2008) 5820 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.0038 0.94 <0.001 Hagforstvätten svetslokal (3) 2008 5820 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.24 <0.001 Janssons tvätt, kontor (4) 2008 5820 <0.002 0.0035 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.35 <0.001 Hagforstvätten, svetslokal (2) 2008 5820 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.28 <0.001 Janssons tvätt, källare (6) 2008 5820 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.22 <0.001 Örbäcksbvägen 9, källare tvättstuga 2009 5760 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.001 Örbacksv, 9,plan 1 2009 5760 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.001 Pallinsv, 2,källare 2009 5760 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.0045 <0.001 Pallinsv, 2,plan 1 2009 5760 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.0041 <0.001 Pallinsv, 4,källare 2009 5760 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.001 Pallinsv, 4,plan 1 2009 5760 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 <0.002 0.0046 <0.001 Kontor, Kompetens- gruppen, prov 1 2010-5935 <0.00001 <0.0001 - <0.00001 <0,0002 <0,0002 <0.0001 <0.00001 <0.0001 <0.0001 - - <0.00001 0.0012 <0.001 Matsal, Kompetens- gruppen, Prov 2 2010-5935 <0.00001 <0.0001 - <0.00001 <0,0002 <0,0002 <0.0001 <0.00001 <0.0001 <0.0001 - - <0.00001 0.0038 <0.001 Kontor-blank, Kompetens- gruppen (passiv) - 6000 <0.00001 <0.0001 - <0.00001 <0,0002 <0,0002 <0.0001 <0.00001 <0.0001 <0.0001 - - <0.00001 <0.0001 <0.001 Jordkällare, Janssons tvätt ( 6) 2012 10155 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0002 <0,0002 <0,0002 <0,0003 0.00049 <0,0003 0.0012 0.43 Janssons tvätt Omklädn,källare (5) 2012 10150 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0002 <0,0002 <0,0002 <0,0003 0.00035 <0,0003 0.003 1.7 Janssons tvätt Kontor, vån 1 ( 4) 2012 10140 0.00055 <0,0005 <0,0003 <0,0002 0.00049 <0,0002 <0,0003 0.00056 <0,0003 0.0013 0.53 Janssons tvätt Lager vån 1 (7) 2012 10133 0.00039 <0,0005 <0,0003 <0,0002 <0,0002 <0,0002 <0,0003 0.00038 <0,0003 <0,0003 0.032 Hagforstvätten, (1) (Matsal) 2012 10130 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0002 <0,0002 <0,0002 <0,0003 <0,0003 <0,0003 <0,0003 0.008 Hagforstvätten,svetslokal (3) 2012 10125 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0002 0.00031 <0,0002 <0,0003 0.00047 <0,0003 0.0005 0.28 Hagforstvätten, (8) 2012 10130 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0002 0.00053 <0,0002 <0,0003 0.00044 <0,0003 0.00062 0.49 Orbäcksv 9 1vån 2012 10040 <0,0003 <0,0006 <0,0003 <0,0002 <0,0002 <0,0002 <0,0003 0.00054 <0,0003 0.00072 0.001 Örbäcksbvägen 9, källare tvättstuga 2012 10030 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0002 <0,0002 <0,0002 <0,0003 0.0004 <0,0003 0.00098 0.0016 Pallins väg 2, 1vån v-rum 2012 9990 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0003 <0,0003 <0,0003 <0,0003 0.00043 <0,0003 0.00029 0.0068 Pallinsv 2 källare tvättstuga 2012 9990 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0003 <0,0003 <0,0003 <0,0003 0.0004 <0,0003 <0,0003 0.002 Pallinsv 4 1 vån "matsal" 2012 9540 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0003 0.00029 <0,0003 <0,0003 0.00048 <0,0003 0.00035 0.0044 Pallinsv 4 källare 2012 9540 <0,0003 <0,0002 <0,0003 <0,0003 <0,0003 <0,0003 <0,0003 0.00038 <0,0003 <0,0003 0.0021 Industri (MKM) Bostad (KM) Inomhusluft 2012-08-08 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 3 Inomhusluft - RV2012

Gäller porluft vinylklorid tetrakloreten trikloreten 1,1,2,2-tetrakloretan 1,1,2-trikloretan 1,1,1-trikloretan tetraklormetan 1,2-diklorpropan 1,1-dikloreten cis-1,2-dikloreten trans-1,2-dikloreten 1,2-dikloretan 1,1-dikloretan diklormetan Triklormetan (kloroform) Flyktiga halogenerade föreningar volym Fysikaliska parametrar mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 l Porgasprovtagning 2008 Porgasprovtagning 2010 Porgasprovtagning 2011 Riktvärden för porluft under byggand (C porluft MKM-nivå) 66 131 657 17 Porluft Bilaga 3b Riktvärden för porluft under byggand (C porluft KM-nivå) 12 24 120 3 Rappoteringsgräns >ovan stående riktvärden Under ovanstående gränser Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet B13 port 1 0.4 m 2008 30 0.009 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.57 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 1.2 300 <0.0067 B13 port 2, 2.5 m 2008 30 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.025 15 <0.0067 B13 port 3, 5.2 m 2008 30 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.021 11 <0.0067 B13 port 4, 8.2 m 2008 30 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.027 13 <0.0067 B13 port 5, 9.3 m 2008 30 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.011 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.037 16 <0.0067 B14 port 2, 12.6 m 2008 30 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.04 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 1.5 370 <0.0067 B18 port 5, 8.9 2008 30 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.011 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.18 23 <0.0067 B19 port 2, 5.9 m 2008 30 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.12 120 <0.0067 B20 port 3, 9.2 m 2008 30 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 0.023 0.08 0.012 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 <0.0067 4.3 2000 <0.0067 B13 PL1 0,4m 2010 55 <0.0036 <0.0036 <0.0036 <0.0036 <0.0036 0.045 <0.0036 <0.0036 <0.0036 <0.0036 <0.0036 <0.0036 0.076 8.5 <0.0036 B14 PL2 2,6m 2010 63 0.0046 <0.0032 <0.0032 <0.0032 0.0046 0.13 <0.0032 <0.0032 <0.0032 <0.0032 <0.0032 <0.0032 2.1 130 <0.0032 B16 syd 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.006 <0.0044 B16 norr 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.0049 <0.0044 B17 port 1 1,3m 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.78 <0.0044 B17 port 6 6m 2010 49 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 <0.0041 0.53 <0.0041 B17 port 5 9,2m 2010 14 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 <0.014 0.14 <0.014 B17 port 4 11,2m 2010 51 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 <0.0039 0.018 <0.0039 B19 port 2 5,9m 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.056 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.013 0.42 <0.0044 B19 port 1 3,9m 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.0082 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 B20 PL1 1,5m 2010 48 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 <0.0042 0.067 81 <0.0042 B20 PL2 5,6m 2010 47 <0.0043 <0.0043 <0.0043 <0.0043 0.0055 0.015 <0.0043 <0.0043 <0.0043 <0.0043 <0.0043 <0.0043 0.2 200 <0.0043 B20 PL4 11,2m 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.042 <0.0044 Kontor, Kompetensgruppen jord under golv, prov 1 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.022 0.27 <0.0044 Matsal, Kompetensgruppen jord under golv, Prov 2 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.42 <0.0044 B21, port 1 2010 43 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 <0.0047 0.0047 0.26 <0.0047 B25, Port 1 2010 45 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.33 <0.0044 B26 1m 2011 63.5 <0.0031 <0.0031 <0.0031 <0.0031 <0.0031 0.0057 <0.0031 <0.0031 <0.0031 <0.0031 <0.0031 <0.0031 0.22 9.8 <0.001 B26 2m 2011 44.2 <0.0045 <0.0045 <0.0045 <0.0045 <0.0045 0.015 <0.0045 <0.0045 <0.0045 <0.0045 <0.0045 <0.0045 0.22 9.3 <0.001 B27 1m 2011 45 0.0062 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.42 10 <0.001 B27 1,9m 2011 45.8 0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 <0.0044 0.31 7.4 <0.001 1 2012-08-08 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 3 porluft - RV2012

vinylklorid tetrakloreten trikloreten 1,1,2-trikloretan 1,1,1-trikloretan tetraklormetan 1,2-diklorpropan cis-1,2-dikloreten trans-1,2-dikloreten 1,2-dikloretan 1,1-dikloretan diklormetan Triklormetan (kloroform) Flyktiga halogenerade föreningar µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l Bilaga 4 Riktvärden ytvatten, vattendirektivet (C vd_sw ) 10 10 Riktvärden ytvatten, miljö (C eko_sw ) 7 5 5 900 Under ovanstående gränser Projektnr: 1331178000 Projektnamn: SGU Hagfors Plats Enhet Örbäcken utl vägtrumma dec 2007 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.31 6.9 <1 Örbäcken utl vägtrumma jan 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.65 5.38 <1 Örbäcken utl vägtrumma feb 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.47 10 <1 Örbäcken utl vägtrumma mars 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.15 0.31 <1 Örbäcken utl vägtrumma april 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.3 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 2.2 35 <1 Örbäcken utl vägtrumma maj 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 3.5 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 2.7 61 <1 Örbäcken utl vägtrumma juni 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 4.8 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 3.7 86 <1 Örbäcken utl vägtrumma juli 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.41 7 <1 Örbäcken utl vägtrumma aug 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.59 14 <1 Örbäcken utl vägtrumma sept 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.66 15 <1 Örbäcken utl vägtrumma okt 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.24 12 <1 Örbäcken utl vägtrumma nov 2008 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 <0.5 11 <1 Örbäcken utl vägtrumma sept 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.2 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 <0.5 23 <1 Örbäcken utl vägtrumma okt 2010 <0.2 <2 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.89 19 <1 Örbäcken utl vägtrumma nov 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.5 17 <1 Örbäcken betongtröskel sept 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 <0.5 24 <1 Örbäcken betongtröskel okt 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.6 18 <1 Örbäcken betongtröskel nov 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.75 22 <1 Örbäcken betongtröskel dec 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.5 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 1.1 41 <1 Örbäcken betongtröskel jan 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 2.5 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 <2.1 58 <1 Örbäcken betongtröskel feb 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.6 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 1.8 68 <1 Örbäcken betongtröskel mars 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.8 35 <1 Örbäcken betongtröskel april 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.5 20 <1 Örbäcken betongtröskel maj 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.6 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 1.5 34 <1 Örbäcken betongtröskel juni 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 4.9 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 2.4 77 <1 Örbäcken betongtröskel aug 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 6.8 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 2.6 42 <1 Örbäcken utl Värmullen sept 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 <0.5 20 <1 Örbäcken utl Värmullen okt 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.5 15 <1 Örbäcken utl Värmullen nov 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.64 22 <1 Örbäcken utl Värmullen dec 2010 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.4 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 <1.1 36 <1 Örbäcken utl Värmullen jan 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.81 32 <1 Örbäcken utl Värmullen feb 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 1 46 <1 Örbäcken utl Värmullen mars 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.6 24 <1 Örbäcken utl Värmullen april 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.5 7.8 <1 Örbäcken utl Värmullen maj 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 1.2 25 <1 Örbäcken utl Värmullen juni 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 2.1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 1.1 41 <1 Örbäcken utl Värmullen juli 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 1.2 42 <1 Örbäcken utl Värmullen aug 2011 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.5 23 <1 Örbäcken 1 (uppströms Uddeholmsv) jan 2012 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.1 <0.1 <1 Örbäcken 2 (nedstr. B38/ Örbäcksv) jan 2012 <0.2 <1 <1 <1 <1 1.1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 1.1 21 <1 Örbäcken 3 (Nedströms KB3) jan 2012 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.9 18 <1 Örbäcken 4 (Betongtröskel jan 2012 <0.2 <1 <1 <1 <1 <1 <0.5 <0.2 <0.2 <0.5 0.9 30 <1 Mätning vid utlopp vägtrumma år 2007/2008 Mätning vid utl Värmullen år 2010/2011 Kontrollmätning vid utlopp vägtrumma år 2010 Mätning vid bergtröskel år 2010/2011 Mätning på 4 ställen i Örbäcken jan 2012 1 2012-08-08 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 4 Sammanställning prov i Örbäcken - RV2012

ANSVARSUTREDNING 1(6) 2003-03-14 577-10206-00 1783-100 Miljöenheten Susanne Andersson Ansvarsutredning Landstingstvätten i Hagfors, Underåsen 5, Hagfors kommun Länsstyrelsens bedömning Länsstyrelsen gör bedömningen att staten, genom sin verksamhet vid FFV-tvätten, har ett visst ansvar enligt MB 10 kap 2 för markföroreningarna på fastigheten Underåsen 5. Statens ansvar uppgår till ca 35 % av saneringskostnaden. I övrigt saknas ansvariga. Bakgrund På fastigheten Underåsen 5, har det sedan 50-talet bedrivits olika verksamheter. Den dominerande verksamheten har varit kemtvätt. Vid markundersökningar har man konstaterat höga halter perkloretylen, men även trikloretylen, i mark och grundvatten. Vattenföroreningen har medfört att reservvattentäkten för Hagfors samhälle inte längre kan användas. Denna ansvarsutredning har tagits fram som underlag till ansökan om statsbidrag för att åtgärda föroreningssituationen. Historik Fastigheten Underåsen 5 ligger i Hagfors tätort, mellan Hagfors järnverk och samhället. På platsen har det bedrivits olika verksamheter sedan 50-talet. - Lagercentral, Hagfors kooperativa handelsförening (1955 1965) 1 - Verkstad/hårdmetallavd, Uddeholm AB (1965 ) 1 - Lager KF - Tvätteri, Förenade Fabriksverken (FFV) (1970 1979) 1 - Tvätteri, Värmlands Tvätteri Industri AB (1979 1989) - Tvätteri, Landstinget i Värmland (1989 1993, juni) 1 Startår enligt uppgift från Hagfors kommuns bygglovsarkiv. G:\Regeringsuppdraget SFO\Organisationer\SFO-org\FFV\Tvätterier\Hagforstvätten\AnsvarHagforstvätten20030314.doc Postadress Besöksadress Telefon Telefax Enhetens e-postadress Länsstyrelsen Värmland Våxnäsgatan 5-7 054-19 70 00 (växel) 054-19 70 90 miljo@s.lst.se 651 86 KARLSTAD 054-19 72 43 (direkt)

ANSVARSUTREDNING 2(6) 2003-03-14 577-10206-00 1783-100 Miljöenheten Vid en jämförelse mellan de föroreningar som man funnit på platsen och de verksamheter som bedrivits kan man anta att det är tvätterierna som i huvudsak orsakat markföroreningarna. Tvätteriverksamheten har, såvitt Länsstyrelsen känner till, bedrivits utan tillstånd. Enligt Miljöskyddskungörelsen (1969:388) 8 ska tvättinrättningar som tvättar mer än 1 000 kg tvättgods/dygn i god tid innan de anläggs anmälas till Länsstyrelsen. Tvätteriet i Hagfors tvättade mer än 1 000 kg tvättgods/dygn. Det finns inte någon ansökan, anmälan eller annan kontakt med Länsstyrelsen dokumenterad. Först i samband med ett tillsynsbesök 1992 har frågan om tillståndsprövning tagits upp, men då hade landstinget i Värmland redan beslutat lägga ner verksamheten. Yrkesinspektionen (YI) har besökt tvätteriet vid några tillfällen. Under FFV:s driftsperiod finns det redovisningar från två besök. Från båda besöken finns noterat att höga halter av tetrakloretylen förekommer i lokalen. Från tiden när Värmlands tvättindustri drev verksamheten finns uppgifter om tre inspektioner. Från en av dessa inspektioner finns det redovisat resultat från perkloretylenmätningar, men halterna föranledde inga krav på åtgärder från YI. Produktion - Uddeholm verkstad: okänt hur stor produktionen var - FFV tvättade ca 1 000 ton tvättgods/år - Värmlands Tvätteri Industri AB tvättade ca 800 900 ton tvättgods/år - Landstinget tvättade ca 200 ton tvättgods/år (totalt 757 ton tvättgods på 5 år) (Produktionssiffrorna är uppskattade, förutom landstingets siffror som anger total produktion under deras driftstid.) De verksamheter som haft störst omfattning är FFV-tvätten och Värmlands Tvätteri Industri AB. Landstingets totala produktion under hela driftstiden motsvarar knappt ett års produktion av de övriga tvätteriernas verksamhet. Enligt uppgifter från en tidigare anställd vid FFV tvätten var detta norra Europas största tvättinrättning vid denna tid. Förorening I samband med grävning för staketstolpar 1977 upptäckte man att marken var förorenad med organiska lösningsmedel. De åtgärder som då vidtogs var rekommendation från hälsovårdskontoret att om människor skall arbeta inom området (som man funnit lösningsmedel i )så skall man gräva om jorden för att lufta bort lösningsmedlet.

ANSVARSUTREDNING 3(6) 2003-03-14 577-10206-00 1783-100 Miljöenheten Vid markundersökningar i samband med att landstingstvätten upphörde med sin verksamhet har man funnit per- och trikloretylen och vinylklorid 2 i mark och grundvatten. De föroreningsnivåer som man funnit vid markundersökningarna är 3 : Perkloretylen Trikloretylen Vinylklorid Jord (mg/kgts) 5800 2,1 Grundvatten (mg/l) 2,8 0,03 0,3 Föroreningen har inneburit att kommunens reservvattentäkt inte kan användas. Uppskattningsvis är ca 500 000 m³ grundvatten förorenat. Fördelningen mellan de olika verksamheternas bidrag till markförorening uppskattas till (bedömningen grundar sig på produktionsuppgifterna): - FFV-tvätten ca 50 % - Värmlands Tvätteri Industri AB ca 45 % - Landstingstvätten ca 5 %, Åtgärder Landstinget i Värmland har undersökt området och vidtagit åtgärder. Genom markventilation har ca 2 ton perkloretylen ventilerats bort, varav ca 1.5 ton har omhändertagits på kolfilter, som regenererats. Kommunen sedan drivit ventilationen vidare under en period Verksamhetsutövare Uddeholms AB, org nr 556000-5539 (hårdmetallverkstad med triavfettning). Förenade Fabriksverken, tvätteriernas centralkontor (FFV) statligt verk, som 1975 tilldelades org nr 202100-2601. 1990/91 ombildades affärsverket FFV till aktiebolag och 1991-06-30 avfördes bolaget med org nr 202100-2601. 4. Värmlands Tvätteri Industri AB org nr 556164-6034. Konkurs avslutad 1993 utan överskott. Juridisk person saknas. Landstinget i Värmland, textilservice. 2 När perkloretylen bryts ner bildas trikloretylen och vinylklorid. 3 Redovisade halter är maxhalter av resp ämne. 4 Enligt muntliga uppgifter från SCB 2003-02-18.

ANSVARSUTREDNING 4(6) 2003-03-14 577-10206-00 1783-100 Miljöenheten Fastighetsägare Fastigheten Underåsen 5 förvärvades 1989 av Hagfors kommun, som 1997 sålde fastigheten till Scandinavian Prefab AB. Ansvar enligt Miljöbalken Frågan om ansvar för ett förorenat område regleras i Miljöbalken (MB) 10 kap 2 och 3. För att kunna söka en ansvarig gäller att: - Verksamhetens faktiska drift har pågått efter den 30 juni 1969 (enligt 8 Lag om införande av miljöbalken) eller - fastigheten har förvärvats efter den 1 januari 1999 och köparen kan antas ha känt till eller borde ha känt till att fastigheten är förorenad. Ansvarets omfattning regleras i MB 10 kap 4. För att kunna tillämpa MB 10 kap (och därmed MB 2 kap 8 ) så måste en markförorening konstaterats, annars tillämpas MB 9 kap (och därmed MB 2 kap 3 och 7 ). Bedömning av ansvar för markföroreningarna vid Hagforstvätten Markföroreningar är konstaterade och därmed kan 10 kap MB tillämpas. Det har funnits fyra verksamhetsutövare på platsen sedan 30 juni 1969 som kan ha bidragit till markföroreningarna. Av dessa fyra verksamhetsutövare finns tre kvar idag som juridiska personer: Staten (FFV), Uddeholm AB och Landstinget i Värmland. Fastigheten har inte sålts eller förvärvats efter den 1 januari 1999. Något fastighetsägaransvar enligt 10 kap MB 3 föreligger därför inte. Skälighetsbedömning av ansvarets omfattning Vid en bedömning av ett ansvars omfattning för ett förorenat område skall en skälighetsbedömning göras enligt MB 10 kap 4. Ansvarets omfattning påverkas av hur lång tid som har förflutit sedan föroreningarna ägt rum, vilken skyldighet den ansvarige hade att förhindra framtida skadeverkningar och omständigheterna i övrigt. Uddeholm AB har bedrivit verksamhet i lokalerna med bl a en tri-tvätt, men har enligt uppgifter upphört med verksamheten 1968/69. Det har inte kunnat fastställas om verksamheten faktiskt har varit i drift efter 30 juni 1969.

ANSVARSUTREDNING 5(6) 2003-03-14 577-10206-00 1783-100 Miljöenheten Länsstyrelsen gör bedömningen att om verksamheten varit i drift efter 30 juni 1969 har bidraget till markföroreningarna varit mycket begränsat. Med hänsyn till den tid som förflutit sedan verksamheten upphörde, verksamhetens begränsade omfattning och de markföroreningar som påträffats vid markundersökningarna bedöms Uddeholm AB sakna ansvar för markföroreningarna. FFV har stått för den största årliga produktionen. Verksamheten har bedrivits utan tillstånd, såvitt är känt hos länsstyrelsen, trots att anmälningsplikt förelåg enligt ML. Det har även framkommit att förhöjda halter av perkloretylen konstaterats inomhus vid de mätningar som YI låtit genomföra. Detta antyder att det förekommit brister i hanteringen av perkloretylen. Enligt Länsstyrelsens uppskattningar har FFV orsakat ca 50 % av markföroreningen. När det gäller ansvarets omfattning anser Länsstyrelsen att viss justering av omfattningen kan göras med hänsyn till tiden som förflutit sedan verksamheten upphört, men inte när det gäller aktsamhet, följsamhet till lagstiftning mm. Länsstyrelsen gör en bedömning att ansvaret för FFV utgör ca 35% av totala saneringskostnaden När det gäller Landstinget i Värmlands andel av ansvaret så har man bekostat de första undersökningarna och åtgärderna. Totalt har landstinget betalat 1,3 miljoner kr. Länsstyrelsen har 1997-08-12 beslutat att landstinget har åtgärdat sin del av markföroreningen. Den mängd perkloretylen som har omhändertagits genom landstingets saneringsåtgärder (ca 1,3 ton) överstiger den mängd som verksamheten teoretiskt kan ha förorenat marken med. Slutsats Det finns en delansvarig för markföroreningarna på fastigheten Underåsen 5. Den verksamhetsutövare som kan anses ansvarig till någon del är Staten, genom sin verksamhet vid FFV-tvätten. Omfattningen på detta ansvar bedöms vara ca 35 % av totala saneringskostnaden. I detta ärende har, förutom undertecknade Eva Larsson och Susanne Andersson, även chefsjurist Lars-Ove Olsson deltagit. Eva Larsson Susanne Andersson

ANSVARSUTREDNING 6(6) 2003-03-14 577-10206-00 1783-100 Miljöenheten Kopia till MILJÖ EL SA LOO

ANSVARSUTREDNING 1(2) 2004-05-06 577-10206-00 1783-100 Miljöenheten Susanne Andersson Revidering av ansvarsutredning Landstingstvätten i Hagfors, Underåsen 5, Hagfors kommun. Dnr 642-6411-00 Länsstyrelsens bedömning Genom de nya uppgifter som framkommit i samband med sanering så behöver ansvarets omfattning revideras något. Länsstyrelsen gör bedömningen att staten, genom sin verksamhet vid FFV-tvätten, har ett visst ansvar enligt MB 10 kap 2 för markföroreningarna på fastigheten Underåsen 5. Statens ansvar uppgår till ca 20 % av saneringskostnaden. Landstinget i Värmland har ca 5 % andel i ansvaret. Landstinget har redan utfört åtgärder väl motsvarande sin andel. I övrigt saknas ansvariga. Bakgrund Länsstyrelsen har 2003-03-14 gjort en ansvarsutredning för vem som kan ha ett ansvar enligt MB 10 kap 2 för markföroreningarna på fastigheten Underåsen 5, Hagfors kommun. I samband med saneringen av Landstingstvätten i Hagfors har en tidigare anställd talat om att någon gång under perioden som Värmlands Tvätteri Industri AB bedrev verksamheten så har man tagit upp ett hål i betonggolvet intill tvättmaskinerna för att på så sätt bli kvitt den perkloretylen som rann ut på golvet. Mängden av perkloretylen var ett bekymmer vid arbete, enligt uppgiftslämnaren. Detta kontinuerliga utsläpp till marken under byggnaden kan vara förklaringen till de höga halter som konstaterats vid provtagningarna och de stora mängder perkloretylen som man uppskattar ska finnas under byggnaden. Genom de nya uppgifter som framkommit i samband med sanering så behöver ansvarets omfattning revideras något. Fördelningen mellan de olika verksamheternas bidrag till markföroreningen uppskattas till (utifrån produktion och kända tillbud): FFV-tvätten ca 35 % Värmlands Tvätteri Industri AB ca 60 % Landstingstvätten ca 5 % G:\Regeringsuppdraget SFO\Organisationer\SFO-org\FFV\Tvätterier\Hagforstvätten\AnsvarHagforstvätten20040506.doc Postadress Besöksadress Telefon Telefax Enhetens e-postadress Länsstyrelsen Värmland Våxnäsgatan 5-7 054-19 70 00 (växel) 054-19 70 90 miljo@s.lst.se 651 86 KARLSTAD 054-19 72 43 (direkt)

ANSVARSUTREDNING 2(2) 577-10206-00 1783-100 Miljöenheten Slutsats Som tidigare konstaterats finns det delansvariga för markföroreningarna på fastigheten Underåsen 5, FFV och Landstinget i Värmland. Landstinget har redan utfört åtgärder väl motsvarande sin andel. Den verksamhetsutövare som är kvar och kan anses ansvarig till någon del är Staten, genom sin verksamhet vid FFVtvätten. Efter en skälighets bedömning och utifrån de nya uppgifter som tillkommit justeras ansvarets omfattning från ca 35 % till 20 % jämfört med tidigare bedömning. I detta ärende har, förutom undertecknade Eva Larsson och Susanne Andersson, även chefsjurist Lars-Ove Olsson deltagit. Eva Larsson Susanne Andersson Kopia till MILJÖ EL SA LOO

ra04s 2010-12-15 RAPPORT BILAGA 6 SGU Hagforstvätten, Konceptuell modell Uppdragsnummer 133.1178 000 Karlstad Sweco Environment AB Karlstad Jan Nilsen 1 (81) Sweco Kanikenäsbanken 10 Box 385, 651 09 Karlstad Telefon 054-14 17 00 Telefax 054-14 17 01 www.sweco.se Sweco Environment AB Org.nr 556346-0327 säte Stockholm Ingår i Sweco-koncernen Jan Nilsen Telefon direkt 054-14 17 15 Mobil 0705-14 17 15 jan.nilsen@sweco.se Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 6 konceptuell modell.doc

ra04s 2010-12-15 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 Konceptuell modell 4 2 Geologi - hydrogeologi 4 2.1 Konceptuell sektion nedströms tvätten 4 2.1.1 Konceptuell sektion nedströms B19 7 2.2 Geologiska typmiljöer 8 3 PCE förorening 11 3.1 Källområden 11 3.1.1 Geologiska typmiljöer vid Huvudkällan (f.d. Hagforstvätten) 12 3.1.2 Geologisk typmiljö vid den sekundära källan i området vid B19 13 3.1.3 Avgränsning av källområden 14 3.2 Huvudkällan, omhändertagen förorening i jord under tvättlokalen 15 3.2.1 Huvudkällan, omhändertagen förorening direkt under läget för tvättmaskinerna 15 3.2.2 Huvudkällan, förorening i jord intill sanerat område vid tvätten 18 3.2.3 Förorening i jord vid B19 23 3.3 Förorening i grundvatten 26 4 Konceptuell modell för spridning av PCE 27 4.1 Konceptuell modell för spridning av PCE från huvudkälla vid f.d. Hagforstvätten till grundvattenmagasinet - Örbäcken vid Kb4 27 4.2 Eventuell fri fas transport från huvudkällan till djuphåla vid Örbäcken 31 4.2.1 Spridning av PCE löst i grundvatten 34 4.2.2 Inverkan av finkorniga skikt belägna under grundvattenytan i huvudplymen 39 4.3 Konceptuell modell för spridning av PCE från sekundära källan vid B19 till grundvattenmagasinet - Örbäcken vid Kb1 39 4.3.1 Inverkan av eventuella finkorniga skikt belägna under grundvattenytan i den sekundära plymen 41 4.3.2 Föroreningstransport vidare söderut förbi Örbäcken 41 4.4 Uppmätt mängd i Örbäcken 41 5 Konceptuell modell för åtgärdsalternativ baserad på Fjorton modulers modellen 43 5.1 Generellt om samband mellan faser 43 5.2 Faktorer som spelar roll för inlagring av PCE i lågpermeabla material (silt/lera) 44 5.3 Bedömd föroreningssituation i Hagfors 45 5.3.1 Bedömd föroreningssituation vid huvudkällan i Hagfors 45 5.3.2 Bedömd föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 i Hagfors 47 5.4 Beskrivning av åtgärdsmetoder ut från Fjorton modulers modell 48 5.4.1 Fjorton modulers modell för Grundvattenpumpning(inneslutning av förorening, till viss grad avlägsnande) 49 5.4.2 Fjorton modulers modell för fysiska barriärer (inneslutning av förorening) 50 5.4.3 Fjorton modulers modell för permeabel reaktiv barriär (PRB) (inneslutning av förorening) 50 2 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 6 konceptuell modell.doc

ra04s 2010-12-15 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 5.4.4 Fjorton modulers modell för schaktning (nedbrytning/avlägsnande av föroreningen) 51 5.4.5 Fjorton modulers modell för Kemisk reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) 52 5.4.6 Fjorton modulers modell för Termisk behandling reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) 53 5.4.7 Fjorton modulers modell för Reduktiv deklorering reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) 54 5.4.8 Fjorton modulers modell för Porgasextraktion Luftinjektering / Porgasextraktion reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) 55 5.4.9 Fjorton modulers modell för Kemisk oxidation reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) 56 5.4.10 Fjorton modulers modell för Jordtvätt in situ (nedbrytning/avlägsnande av förorening) 57 5.4.11 Fjorton modulers modell för Växtsanering(nedbrytning/avlägsnande av förorening) 57 6 Sammanfattning 58 6.1 Geologi - hydrogeologi 58 6.1.1 Konceptuell geologisk/hydrogeologisk sektion nedströms tvätten 58 6.1.2 Konceptuell geologisk/hydrogeologisk sektion nedströms B19 61 6.2 PCE förorening 61 6.2.1 Källområden 61 6.3 Geologiska typmiljöer - föroreningsgrad 63 6.3.1 Geologiska typmiljöer vid Huvudkällan (f.d. Hagforstvätten) 64 6.3.2 Geologisk typmiljö vid den sekundära källan i området vid B19 65 6.4 Föroreningsmängder i källområdena 66 6.5 Spridning av föroreningar 66 6.5.1 Spridning av förorening från huvudkällan 66 6.5.2 Spridning av förorening från den sekundära källan 69 6.6 Bedömd föroreningssituationer i Hagfors 70 6.6.1 Bedömd föroreningssituation vid huvudkällan i Hagfors 70 6.6.2 Bedömd föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 i Hagfors 72 6.7 Möjliga åtgärdsalternativ 72 6.8 Beskrivning av åtgärdsmetoder ut från Fjorton modulers modell 74 6.9 Möjliga åtgärder i Hagfors 75 6.9.1 Kemisk reduktion 75 6.9.2 Kemisk oxidation 76 6.9.3 Termisk behandling 76 6.9.4 Reduktiv deklorering 78 Ritning X01: Provtagningspunkter i grundvatten samt i Örbäcken Ritning X04: Sektioner, tätskikt Den konceptuella modellen är en bilaga (bilaga 6) till rapporten PCE-förorening Hagfors. Kompletterande undersökning 2011. 3 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL Uppdrag 133.1178 000; p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 6 konceptuell modell.doc

1 Konceptuell modell Sweco har på uppdrag av SGU sammanfattat tidigare utförda utredningar vid Hagforstvätten (Sweco 2010a), samt kompletterat utredningen på ett antal punkter (enligt förslag i Sweco 2010b) för att den skall motsvara en huvudstudie enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual. Som ett led i detta upprättas en konceptuell modell. Denna modell har brutits ut för att ha som ett diskussionsunderlag då föroreningsbilden är mycket komplex. Sammanfattningen kommer att tas med i Huvudstudierapporten. 2 Geologi - hydrogeologi Hagforstvätten är belägen på isälvsavlagringen Hagforsåsen. Åsen går i dagen några hundratals meter NO om tvätten och går vid tvätten ungefär i NO-SV-lig riktning. Tidigare har vi ansett att åsen vid tvätten bestod av ca 12 m sand som överlagrade ca 8 m grus grus med berg på ca 20 m djup. Vi ansåg vidare att det lokalt (ungefär rakt under tvättmaskinerna) fanns ett silt/lerlager i form av en lins mellan ca 2 och 4 m djup. Linsen bedömdes ha begränsad utbredning. Överytan på silt/lerlagret bedömdes luta i SO-lig riktning. Det visade sig att silt/lerskiktet hade större utbredning än vad som först antagits. Vid tvätten finns det sannolikt spår efter en isälvsgrop i isälvsavlagringen som fyllts med finkornigare material (silt/lera). Denna grop har sin största mäktighet på planen söder om tvätten men skiktet når även in under tvätten. Skiktet börjar på några meters djup och når som djupast ca 18 m djupt. Grundvattennivå är belägen på ca 11 m djup. Resultatet är en kropp med finare material som utgör ett lokalt hinder för grundvattenströmningen. Det finns vissa andra skikt med silt/lera i området men de bedöms inte ha samma omfattning som det vid tvätten. Söder om Örbäcken, i området norr om B10, överlagras dock åsen av ett heltäckande skikt av lera. Detta skikt följer med ner mot lågpunkten vid Hagälven. I området strax söder om B19 avlänkas åsen något i västlig riktning p.g.a. högt berggrundsläge i söder. Denna avlänkning bedöms ha satt spår efter sig då vattenhastigheten sannolikt har varit hög. Det kan således förväntas finnas inslag av grövre material (grus/block) inom detta område. Data som använts för sammanställning av den konceptuella modellen har hämtats från borrningar, MIP-sonderingar och seismik som utförts. (Sweco 1996, Sweco 2001, Sweco 2003, Sweco2005, Sweco 2006, Sweco 2008, Sweco 2011a och Sweco 2011c, Ejlskov 2010, Ejlskov 2011a, Ejlskov 2011b, IMPAKT 2010) samt externa källor (NRC 2005, ESTCP 2011, ATV 2012). 2.1 Konceptuell sektion nedströms tvätten Det har upprättats två konceptuella geologiska/hydrogeologiska sektioner över de berörda områdena. Sektionernas lägen framgår av Figur 1. I Figur 2 visas en konceptuell sektion över geologi och hydrogeologi i sektion A, den sektion som passerar genom tvätten, passerar Kb4 vid Örbäcken och änder vid Hagälven. 4 (81) Sweco Kanikenäsbanken 10 Box 385, 651 09 Karlstad Telefon 054-14 17 00 Telefax 054-14 17 01 www.sweco.se Sweco Infrastructure AB Org.nr 556507-0868 säte Stockholm Ingår i Sweco-koncernen Jan Nilsen Telefon direkt 054-14 17 15 Mobil 0705-14 17 15 jan.nilsen@sweco.se

Sektionen visar en längdsektion längs en grusås. Åsen går norr om tvätten i dagen som en åsbildning, vid tvätten syns inte åsen men avlagringen bedöms i stort bestå av en isälvsavlagring med sand i ytan och grus på större djup. Söder om Örbäcken överlagras åsen av ett heltäckande lerlager. Figur 1: Läge för de konceptuella geologiska sektionerna A och B I undersökningen 2010 och 2011(Sweco 2011a och Sweco 2011b) kunde det konstateras att det nedströms tvätten (på planen vid stora porten i hallens södra kortsida) fanns ett mäktigare skikt med silt/lera insprängd i åsmaterialet. Det rör sig sannolikt om en dödis- 5 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

grop som fyllts med finmaterial. I vissa punkter fanns skiktet från ca 2-3 m djup till ca 20 m djup. Samma skikt har konstaterats under tvätten. Omfattningen på det täta skiktet är inte helt fastlagt. Bedömd omfattning framgår av Figur 3. Även i vissa borrningar nedströms tvätten mot Örbäcken finns det inslag av silt/lera. Skikten förekommer inte i alla borrningar och bedöms inte hänga ihop med skiktet vid tvätten. Sektioner med marknivå, bergnivå och täta skikt redovisas på ritning X04. Grundvattenströmningen går i åsens riktning vilket innebär mot SV. Grundvattenytan är belägen på ca 11 m djup vid tvätten. Grundvatten läcker ut i Örbäcken ca 300 m nedströms tvätten. Viss mängd grundvatten fortsätter under Örbäcken för sedan att läcka ut i Hagälven som utgör en lågpunkt för åsen ca 850 m nedströms tvätten. I och med att Hagälven utgör en lågpunkt strömmar det även grundvatten från områden söder om Hagälven mot Hagälven, se Figur 2. Figur 2: Konceptuell geologisk - hydrogeologisk sektion (Sektion A) genom Hagforstvätten mot Örbäcken och Hagälven, sektion NO-SV längs Hagforsåsen. Tjock blå linje är grundvattennivå, tunna blåa linjer är strömlinjer för grundvatten. Observera att Hagälven utgör en lågpunkt för Hagforsåsen inget grundvatten kan transporteras förbi Hagälven. 6 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 3: Bedömd utbredning av silt/lerskikt vid huvudkällan. Röda skrafferade området motsvarar bedömd utsträckning på förorening i jord. Det grundvatten som strömmar förbi tvätten och som där tillförs förorening med PCE läcker till viss del ut i Örbäcken. En del transporteras vidare i åsen och läcker ut i Hagälven. Omfattningen av de olika flödena är inte känt. Under 2012 kommer Modflow modelleringen att färdigställas. Dessa modelleringar kommer att ge bättre svar på grundvattenflöden. 2.1.1 Konceptuell sektion nedströms B19 I området vid B19, där en annan källa förekommer, beskrivs geologin enligt Figur 4 (läge, se sektion B i Figur 1). Jordlagren består till stor del av friktionsjordar med sand överst och grus på större djup. I detta område finns vissa inslag av silt/lera men förekomsten bedöms inte vara så stor. Där silt/lera förekommer bedöms den till största delen finnas ovan grundvattenytan. Det finns dock vissa skikt av lågpermeabla massor även under grundvattenytan. Det har vid borrning konstaterats skikt med grövre material. Vid Jord- Berg sondering som utförts i SV1105 SV1108 finns det indikationer på block och sprickigt berg. Borrningarna indikerar grövre material på större djup. Grundvattennivån är belägen på ca 10 m djup. Vatten från Örbäcken läcker in i ravinen uppströms B19, transporteras genom isälvsmaterialet för sedan att läcka ut i Örbäcken 7 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

strax nedström Kb1. Viss andel strömmar sannolikt förbi Örbäcken och rinner vidare i SVlig riktning mot Hagälven. Hur mycket som läcker in uppströms B19 är inte känt. Ej heller hur mycket som läcker ut i Örbäcken vid Kb1 respektive strömmar vidare mot Hagälven Figur 4: Konceptuell geologisk - hydrogeologisk sektion (Sektion B) från Örbäcken vid B19 via Kb1 till MIP1117. 2.2 Geologiska typmiljöer Ur NRC 2005 och ESTCP 2011 har följande hämtats om geologiska typmiljöer. Det finns fem typer av geologiska miljöer De olika typerna beskrivs enligt nedan i Tabell 1. I Hagfors bedöms den geologiska typmiljön vid huvudkällan intill tvätten bestå av en alternativt två olika typer; främst typ III (Granulärt media med moderat till hög heterogenitet) i grusåsen och eventuellt med en inbäddad typ II i silten (granulärt media med låg heterogenitet och låg hydraulisk konduktivitet). Vid den sekundära källan i området vid B19 bedöms typ III beskriva förhållandena väl. Att förstå hur en PCE förorening beter sig i de olika typmiljöerna är av stor vikt när åtgärder skall föreslås. I en typ III typmiljö kan heterogeniteten innebära att det finns hydrauliskt stagnanta zoner i systemet. Dessa stagnanta zoner fångar PCE under tiden läckaget pågår för sedan att läcka de åter till den permeabla delen av grundvattenmagasinet. De mera finkorniga partierna har i sig en stor effektiv yta som kan adsorbera större mängder PCE än de grövre materialen i magasinet. Ofta finns det även högre halt organiskt kol i de finkorniga skikten jämfört med vad som finns i de grövre vilket även innebär en större 8 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

adsorptionsförmåga. PCE kommer via diffusion att leta sig in i de finkorniga lagren och adsorberas där. Om PCE i de grövre skikten saneras, eller tvättas bort av naturlig grundvattenströmning, kommer diffusion från finkorniga lager sakta att diffundera ut till de grövre lagren och således underhålla höga halter i en plym länge efter att fri fas har avlägsnats. Figur 5: Geologiska typmiljöer enligt NRC 2005. En Geologisk typmiljö typ II är i princip hydraulisk stagnant. Den primära transportprocessen är via diffusion. PCE som har diffunderat in i de finkorniga massorna kommer under lång tid att kunna underhålla en nedströms plym med höga halter PCE, se förra stycket. 9 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Tabell 1: Beskrivning av geologiska typmiljöer enligt ESTCP 2100 Förekomst av PCE i olika faser växlar över tid. I Hagfors har föroreningsförloppet gått långt. Den konceptuella modellen bygger dels på de ovan nämnda typmodellerna och det faktum att föroreningen är gammal (>20 år). Enligt ESTCP 2011 bedöms föroreningen finnas i ett stadium de kallar medelstadie, vilket innebär att ca 50 % av fri fas har övergått i andre faser: gas, grundvatten och adsorberat på jord. Stora plymer i grundvatten och porgas kan förekomma. 10 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

3 PCE förorening 3.1 Källområden Det finns två kända källområden, dels huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten, dels källan vid brunn B19, se Figur 6. Figur 6: Huvudkälla vid f.d. Hagfortvätten samt sekundär källa vid B19 (Ungefärlig omfattning). Figuren är i sig en sammanställning av föroreningshalter i grundvatten och höga XSD nivåer med MIP (XSD mäter nivå på förorening med klorerade alifater i jord och grundvatten). Föroreningsomfattningen i jord bedöms motsvara ungefär den ytan som motsvaras av röda och gula markeringar. Föroreningen i hu- RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 11 (81)

vudkällan återfinns främst mellan 8 och 18 m djup (från några m över gvy ner till ca 5 m ovan berg). Föroreningen i den sekundära källan återfinns främst nere mot berget på drygt 20 m djup, till viss grad från grundvattenytan (ca 10 m djup) och neråt. Huvudkällan har bildats direkt från PCE som läckt ner till den underliggande jorden från tvättmaskinerna och hanteringen av PCE i tvättprocessen. Den sekundära källan har tillkommit genom att PCE har avletts till dagvattenledningen. Dagvattenledningen har dels läckt och det har då bildats lokala föroreningar, dels har dagvatten strömmat ut från mynningen i slänten i ravinen mot Örbäcken och infiltrerat på sin väg mot bäcken öster om B19. Örbäcken, som går i botten av ravinen, har en vattennivå som är högre belägen än grundvattennivån i magasinet vid B19. PCE har tillförts grundvattenmagasinet vid B19 dels via den läckande dagvattenledningen men främst via utströmmande dagvatten från dagvattenledningens mynning. De två källområden har vardera en tillhörande plym. Från källområdet vid f.d. Hagforstvätten går det en plym som till stor del läcker ut i Örbäcken vid Kb4. Från det sekundära källområdet går det en plym som till stor del läcker ut i Örbäcken vid Kb1. Strax uppströms B19 läcker det vatten från Örbäcken in till grundvattenmagasinet. Viss mängd PCE fortsätter under Örbäcken vidare ner mot Hagälven i SV-lig riktning. 3.1.1 Geologiska typmiljöer vid Huvudkällan (f.d. Hagforstvätten) Vid huvudkällan finns det främst typmiljö III, se Figur 7. Eventuellt kan man tänka sig att även typmiljö II återfinns i den mäktiga siltkropp som är belägen strax nedströms tvätten. I figuren redovisas föroreningsgraden i respektive geologisk typmiljö med två st Fjorton modulers modeller, se stycke 5. I en Fjorton modulers modell läggs det information om föroreningsgraden i 4 faser, ångfas, fri fas, löst i grundvatten och adsorberat på jord. Föroreningsgraden för dessa fyra faser beskrivs för källområdet och plymen dels i lågpermeabla avlagringar, dels i högpermeabla avlagringar. Metoden är en stor hjälp för att beskriva föroreningssituationen och de processer som förekommer i källzonen respektive i plymen. 12 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 7: Geologisk typmiljö vid Huvudkällan med bedömd föroreningsgrad I ritning X04 redovisas 4 sektioner med markyta, bergets överyta och grundvattenyta. Det redovisas även misstänkta finkorniga skikt (silt/lera) tolkat antingen från borrningar eller från MIP-sonderingar. Om de bedömda kropparna är stora är de skrafferade med mörkblå färg. Enstaka indikationer har markerats med ljusblå markering för aktuell borrning/sondering. I den magenta sektionen från f.d. Hagforstvätten ner mot B10/B9 framgår det en tydlig stor silt/lerkropp uppe vid huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten. Denna finkorniga avlagring är belägen både över och under grundvattenytan. I plymen nedströms kan det finnas finkorniga lager ungefär vid grundvattenytan i MIP1130/B30 samt nära berget i MIP1121/B32. 3.1.2 Geologisk typmiljö vid den sekundära källan i området vid B19 Vid B19 är den geologiska typmiljön typ III. Grundvattenmagasinet består främst av grus och sand men det finns lokalt även finare skikt. I ritning X04 redovisas även en blå sektion. Den passerar nedströms f.d. Hagforstvätten i sydlig riktning för sedan att vinkla av vid MIP1007/B19 ner mot Kb1 vid Örbäcken och sedan sluta vid MIP1117 söder om Örbäcken. I området vid MIP1010 - MIP1027/B25 finns det en finkornig avsättning över grundvattenytan. Den finns dock under grundvattenytan vid MIP1007/B19 och MIP1027/B25. Vid borrning av brunnarna B34 B38 mellan B19 och Kb1 bedömdes jordlagren bitvis bestå av finsand. Borrningen utfördes med s.k. Odexborrning varför finkorniga skikt (silt/lera) inte kan uteslutas. 13 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 8: Geologisk typmiljö vid B19 med bedömd föroreningsgrad 3.1.3 Avgränsning av källområden Senare tids forskning antyder att avgränsning av fri fas av DNAPL typ PCE i källområden är mycket svårt (ATV 2012). I Hagfors har det vid huvudkällan utförts många MIPsonderingar, vid den sekundära källan är antalet MIP-sonderingar i källområdet betydligt mindre. Merparten av MIP-sonderingar vid det sekundära källområdet är utförda strax norr om detta i ett försök att spåra läckage från dagvattenledningen till källan i jord och grundvatten nära berg. Trots att vi vid huvudkällan sonderat i ett rutnät med c-c- 10 m kan vi mycket väl ha misssat fingrar med PCE som perkolerar neråt i magasinet. Vid ATV s temadag 2012 bedömdes det av i ett föredrag att ett uttag av prov för analys med en diskretisering med några meter i plan och 15-30 cm i djupled behövs för att väl kunna beskriva ett källområde med PCE och för att kunna beräkna mängden PCE som finns. I Hagfors finns vid huvudkällan relativt bra täckning med MIP-sondering medan uttagna jordprov, som behövs för beräkning av mängd PCE i källområdet, är bristfälligt. (Prov har uttagits som blandprov över en meter vilket innebär dålig diskretisering). Totalt har 24 prov analyserats vid huvudkällan. Vid den sekundära källan har 11 prov analyserats. Detta innebär att beräkningen av föroreningsmängd blir mycket osäker. En god konceptuell beskrivning av källområdena inklusive kännedom om föroreningsmängd är av stor vikt när föroreningen skall saneras. 14 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

För vissa metoder är föroreningsmängden inte avgörande (termisk behandling). För denna metod är det främst föroreningens omfattning som är av vikt. För andra metoder, typ kemisk oxidation eller kemisk reduktion, är tillsatsen av kemikalier direkt proportionell mot mängden förorening. 3.2 Huvudkällan, omhändertagen förorening i jord under tvättlokalen 3.2.1 Huvudkällan, omhändertagen förorening direkt under läget för tvättmaskinerna Vid tvätten har det i samband med tidigare undersökningar och saneringarna som utförts 1996 och 2003 kunnat konstateras stora mängder PCE i jorden under tvättmaskinerna. Totalt har ca 7 ton PCE sanerats under tvätten. Följande beskrivning rör den förorening som fanns under tvättmaskinerna i tvätten och som sanerades 2003-2004. I jorden under tvätten konstaterades det höga föroreningshalter av PCE. Vid installation av brunnarna i samband med saneringen 2003/2004 borrades det 31 hål till mellan 6 och 9,5 m djup. Jordprov uttogs för varje halvmeter (totalt ca 450 prov) och analyserades med PID på headspace. Dessa PID-analyser har använts för att 3-dimensionellt åskådliggöra föroreningens utbredning. Den redovisas i de 3-dimensionella figurerna; Figur 9 (som visar volym förorenad över 100 ppm) och Figur 10 (som visar volym förorenad över 1 000 ppm). Figurerna visar tydligt att det fanns en förorening som i stort nådde till 7 m djup och som främst fanns i jorden under tvättmaskinerna men som till viss grad hade flyttat sig på tätare skikt av silt/lera in under tvätten (i sydöstlig riktning). De täta skiktens överyta lutar svagt in under tvätten. Ingen nämnvärd förorening kunde konstateras under 7 m djup. Det ansågs att PCE föroreningen i jord hade avgränsats inför saneringen 2003/2004, se Figur 11, något som nu visar sig vara fel. Det fanns dock en viss osäkerhet vid T9 - Å13, se läget för T9 och Å13 i Figur 11 och PID-mätning för de nivåerna i Figur 12. På 6-7 m djup fanns det fortfarande vissa halter kvar i Å13 medan det i det djupaste skiktet, 7-7,5 m inte finns nämnvärda halter. Figur 9 visar att utbredningen är stor. Figur 10 visar att den kraftigaste föroreningen är belägen under och något söder om tvättmaskinerna. Ju djupare föroreningen har trängt, ju mera har den vandrat in under byggnaden (åt sydost). RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 15 (81)

Figur 9: 3-dimentionell bild av föroreningsutbredning i jord under Hagforstvätten representerande PID halt 100 ppm mätt som headspace på jordprov (hämtat från underlagsmaterial för Sweco 2003). I utrymmet där tvättmaskinerna stod visas 4 st röda rektanglar som symboliserar tvättmaskinernas läge. Ungefärlig bredd på 3-d figur är 15 m, ungefärlig längd är 30 m och ungefärligt djup är 6 m. Figur 10: 3-dimentionell bild av föroreningsutbredning i jord under Hagforstvätten representerande PID halt 1 000 ppm mätt som headspace på jordprov (hämtat från underlagsmaterial för Sweco 2003). I utrymmet där tvättmaskinerna stod visas 4 st röda rektanglar som symboliserar tvättmaskinernas läge. 16 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Halterna innan saneringen uppmättes till max 5 800 mg/kg TS. Efter sanering har det uttagits ett prov med halt 2 mg/kg TS. Detta prov uttogs centralt i området där föroreningen förväntas vara som högst. Det är dock ett blandprov mellan 0 och 6 m och det uttogs 2004-07-06, d.v.s. medan jorden fortfarande var uppvärmd till viss grad (medeltemperaturen var ca 30 o C) vilket kan ha medfört viss avgång vid provtagning. Provet visar, trots sin begränsning, att saneringen varit lyckad. Den föroreningsomfattning som redovisats i Figur 9 - Figur 12 visar således situationen under tvätten innan saneringen. I dagsläget anses detta område vara färdigsanerat. Dessa illustrationer av den tidigare föroreningssituationen är dock viktiga att hänvisa till när situationen i övriga delar av källområdet skall beskrivas. Figur 11: MAX PID halt i 0,5 m prover från markyta till 6-9 m djup (headspace på jordprover) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 17 (81)

Figur 12: PID mätning av jord i 0,5 m skikt (första bilden (översta raden till vänster) gäller 0,5-1 m, sista bilden (sista raden till höger) gäller skiktet 7-7,5 m). 3.2.2 Huvudkällan, förorening i jord intill sanerat område vid tvätten Under 2010 och 2011 har det genomförts ett antal MIP-sonderingar (Ejlskov 2010, Ejlskov 2011a, Ejlskov 2011b) samt Sonicborrningar i området nedströms tvätten och vid B19. I samband med Sonicborrningarna har det dels uttagits jordprov, dels så har det satts brunnar (multilevel) med 7 kanaler (där upp till 5 kanaler har använts för grundvattenprovtagning och resterande för porgasprovtagning), (Sweco 2010a, Sweco 2011a, Sweco 2011c). Tidigare (under 2008) utfördes ett undersökningsprogram med Sonicborrning där ett antal multilevelbrunnar sattes och i samband med det uttogs jord- och grundvattenprov, Sweco 2008. Dessa undersökningar visade att föroreningsutbredningen inte var avgränsad så som vi trodde inför saneringen 2003/2004. Det finns en förorening i jord inom tvättens södra del samt i jorden under den planen som finns strax söder om huvudporten till tvätten. Det har uttagits ett antal jordprov som är förorenade inom detta område. För att illustrera föroreningens omfattning har dock valts att i Figur 6 redovisa höga halter av CHC i grundvatten samt höga nivåer på XSD mätningar med MIP (XSD registrerar CHC i jord och grundvatten). Den rumsliga omfattning av speciellt MIP sonderingarna (där föroreningsnivån i princip analyseras för varje 1,5 cm som sonderats) medför att föroreningsbilden även kan redovisas i djupled. MIP resultaten redovisas i Figur 13 - Figur 16. Observera att MIP 18 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

resultaten vid B19 är missvisande (källans utsträckning i SV-lig riktning borde varit större). Det finns ett antal MIP-sonderingar uppströms källan medan det är få nedströms. Figur 13: MIP resultat Huvudkälla uppe till höger, huvudplym åt SV, B19 mitten högra sidan (Plan) 19 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 14: MIP-resultat, 3d-redovisning. I bild ses markytan överst, sedan grundvattenytan och längst ner bergytan. Förorening i huvudkälla ses som en gul-röd massa till vänster i bild. Till höger ses viss del av huvudplymen. Till vänster skymtar förorening vid B19 Figur 15: MIP-resultat, 3d-redovisning från väster. I bild ses markytan överst med Örbäcken i högra bildkant, sedan grundvattenytan och längst ner bergytan. Förorening i huvudkälla ses som en gul-röd massa till vänster i bild. Till höger ses viss del av huvudplymen. Bakom skymtar förorening vid B19 20 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 16: MIP-resultat, 3d-redovisning från öster. I bild ses markytan överst med Örbäckens ravin i förgrunden, sedan järnvägsbanken och därefter andra delen av Örbäckens ravin. Grundvattenytan redovisas därunder och längst ner bergytan. Mitt i bild ses föroreningen vid B19, Förorening i huvudkälla ses som en gul-röd massa till höger i bild. Djupare in i bilden ses delar av huvudplymen. Informationen från MIP sonderingen överstiger mångfalt informationsmängden från de analyser av CHC i jord som utförts. Vid huvudkällan bedöms MIP resultaten väl beskriva föroreningssituationen i jord. Huvudkällans omfattning är, om ytan i Figur 6 stämmer, ca 2800 m 2. Mäktigheten på de förorenade jordlagren uppgår till 5 15 m. Förorening i jord återfinns främst i finkorniga jordar (silt/lera) som finns i ett sammanhängande skikt från området vid tvättmaskinerna nästan ner till JanssonsLokalservice, byggnaden SV om Hagforstvätten. Förorening i jorden förekommer dels ovan grundvattenytan, dels under. Föroreningen förefaller dock inte finnas med ända ner till berget, åtminstone inte i höga halter. Det framgår tydligt bl.a. av MIP sonderingarna (Ejlskov 2010, Ejlskov 2011a) och även av de analyser på jorden som utförts Sweco 2008 och Sweco 2010 (totalt 24 prover i både huvudkällan och den sekundära källan). Halterna uppgår som högst till 59 mg/kg TS. Det är en betydligt lägre halt än vad som uppmätts under tvättmaskinerna, 5800 mg/kg TS (ca 1 % av halten under maskinerna). Medelhalten är ca 15 mg PCE/kg TS, standardavvikelse 35 mg PCE/kg TS och maxhalt är 59 mg PCE/kg TS. Mängden förorenad jord kan bedömas vara ca 28 000 m 3 (2800 m 2, 10 m mäktighet). Om denna medelhalt nyttjas uppgår mängden PCE i huvudkällan till 750 kg, se Tabell 2. RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 21 (81)

Tabell 2: Mängdberäkning av PCE förorening i jord Dessa mängder PCE bedöms vara någon/några storleksordningar för lågt bl.a. med tanke på att det årligen läcker ut ca 130 kg PCE/år till Örbäcken. Enbart från första mätningen 2008 till mätningen 2011 har det läckt ut ca 400 kg PCE. Utläckagets storlek har inte nämnvärt ändrats. Den första undersökningsomgången av grundvattnet utfördes för knappt 20 år sedan. Om samma mängd per år har läckt ut har drygt 2,5 ton transporterats ut i Örbäcken under denna tidsperiod. Det är ca 40 år sedan tvätten startades vilket medför att ca 5 ton kan ha läckt ut till Örbäcken (utläckaget var sannolikt större tidigare men det gick troligen några år innan utläckaget började). För att försöka utreda om mängden kan vara större har de MIP-sonderingar som utförts inom huvudkällan analyserats. Det har gått till på följande sätt. För de prov som uttagits där det i samma punkt har utförts MIP-sondering har ett försök till korrelation mellan MIPnivå och uppmätt halt gjorts. Korrelationen är dålig och de framräknade mängderna (ca 100 ton baserat på översättning av MIP-nivåer till PCE halt) bedöms som orealistiskt höga. Orsaken till dålig korrelation beror bl.a. på att MIP sondering och Sonic borrning (i vilka jordprov uttagits) inte utförts i samma hål utan att det är 0,5-1 m avstånd mellan punkterna. Prov som analyserats på PCE har dessutom uttagits som blandprov (ca 5 st delprov) över en meter medan MIP representerar ett prov per 1,5 cm (där medelnivån för motsvarande meter har använts). Vad som även kan spela roll är att i den MIP sondering som utfördes 2011 användes en annan MIP sond än den som användes 2010. Bl.a. ser man att basnivån är lägre 2011 jämfört med basnivån 2010. Allmänt anses det dessutom att MIP sondering i finkorniga material ger ett högre utslag (vid samma halt) än MIP sondering (av samma halt) i grovkorniga material. Detta påverkar tolkningen av resultatet. Konklusionen är att det inte går att översätta MIP-nivåer till PCE halt i jord med godtagbar noggrannhet. 22 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

MIP-sonderingarna ger ändå värdefull information. MIP sonderingarna kan indikera residual fri fas i nivån 7-8 m i ett antal punkter (MIP1011, MIP1013, MIP1014, MIP1020, MIP1022, MIP1025, MIP1026, MIP1031, MIP1127 och MIP1128). I MIP1014, MIP1015, MIP1016 och MIP1128 kan residual fri fas indikeras på större djup (15 16 m). Sannolikt är mängden PCE inom huvudkällan betydligt högre än det som har beräknats ovan på grundval av jordprover. Den bedömda mängden anses dock vara betydligt lägre än vad som framkom vid korrelationsförsöket. En storleksordning av ca 20 ton bedöms realistisk. Föroreningens utbredning bedöms relativt väl avgränsad i östlig, sydlig och västlig riktning. I nordlig riktning begränsas den av den undersökning som utfördes i samband med saneringen 2003/2004. Avgränsningen mot djupet bedöms även vara god. Vad som dock är viktigt att komma ihåg är att MIP-sonderingarna, som utfördes i ett rutnät med c-c 10 m ändå kan vara för glest för att fånga upp PCE som perkolerar ner genom (ofta) begränsade ytor. 3.2.3 Förorening i jord vid B19 Vid B19 finns det en kraftig förorening i jord. En ungefärlig omfattning i ytled framgår av Figur 6 (ca 1 250 m 2 ). Föroreningen bedöms vara en sekundär föroreningskälla med sitt ursprung i huvudtvätten vid f.d. Hagforstvätten. Det har utförts ett antal MIP sonderingar för att utreda vad som är orsaken till denna källa. Det har inte registrerats någon nämnvärd förorening ovan grundvattenytan i någon av MIP sonderingarna som utförts. Ursprunget till den stora förorening bedöms vara läckage från dagvattenledningen samt det utsläpp som skett via mynningen till den dagvattenledning som mynnar i ravinen ner mot Örbäcken 20-30 m norr om B19. Dagvattenledningen har filmats (Sweco 2008). Det visade sig finnas ett antal tänkbara läckagepunkter längs ledningen. I Figur 17 redovisas en sammanställning över tänkbara läckagepunkter baserat på filmningen. För att kontrollera vart läckage har skett har det utförts en passiv provtagning av porgas längs ledningen från DNB7 (i Figur 17) fram till ravinen vid Örbäcken samt i slänten ner mot bäcken (Sweco 2011c). I Figur 18 redovisas mängden PCE (ng). Det framgår tydligt att det skett en förorening av PCE via läckage längs ledningen samt att det har skett en förorening från det utströmmande dagvattnet i slänten ner mot Örbäcken. Det har sannolikt läckt ut större mängd förorening via mynningen trots att figuren visar större mängder längs ledningen. Sannolikt beror denna missvisning på att det har runnit stora mängder dagvatten genom ledningen sedan tvätten stängde år 1994, än större mängder sedan de stora föroreningarna skedda (1970-1980 talet?). Merparten av vattnet har strömmat ut via mynningen, mindre del via läckage i ledningen. PCE förorening i slänten nedströms mynningen har således utsatts för en stor tvätteffekt. Mindre vatten har läckt ut på ledningen och tvätteffekten är såldes mindre där. 23 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 17: Bedömda läckagepunkter från filmning av dagvattenledning 24 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 18: Passiv provtagning längs dagvattenledning mot ravinen vid Örbäcken samt i slänt ner mot Örbäcken (Redovisning av mängd PCE (ng)) Största mängden PCE från dagvattenledningen till området vid B19 bedöms härstamma från dagvattenledningens mynning. Transporten av PCE från området till mynningen har sannolikt gått till på följande sätt. Fri fas som har läckt ut (främst från) dagvattenledningens mynning, men till dels även från diverse läckagepunkter längs ledningen, har sannolikt sjunkit ner genom jordlagren inom en begränsad yta. Det har funnits fri fas i sådan mängd att föroreningen har sjunkit till berget där det har stoppats upp. Därefter har fri fas runnit på bergytan mot den svacka som finns i området vid B19. Det kan även vara så att fri fas har runnit på berget ner mot brunn B37 som står i en djuphåla ca 20 m SV om B19. Många av de MIP sonderingar som utförts i området har visat på en kraftigt förhöjt halt strax ovan berget (MIP1004, MIP1005, MIP1006, MIP1009 och MIP1129). I MIP 1007 och MIP1027 finns det en ökande halt från grundvattenytan och ner mot berget. De har dels påverkats av fri fas från mynningen en även av halter löst i vatten från slänten ner mot Örbäcken och sannolikt från förorening som tillförts Örbäcken och återinfiltrerats till grundvattenmagasinet. 25 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Halterna i jorden under grundvattenytan vid B19 ökar mot djupet. Maximalt har en halt av 990 mg/kg TS uppmätts. Föroreningsnivån är ca 1/5 av vad som uppmätts under tvättmaskinerna. De är dock ca 15 ggr högre än vad som uppmätts i jorden på planen söder om tvätten. Jordprov har även analyserats i B25. Halterna mot berget är där betydligt lägre, max 4.6 mg/kg TS. Det kunde inte tas ut några jordprov i samband med borrningen av brunnarna B34 B38 SV om B19 p.g.a. att dessa borrades med odex-borrning (bergborrmaskin med luftspolning). Luftspolningen innebär att stor del av de flyktiga klorerade alifaterna avgår till luft innan prov kan uttas. Medelhalt i de uttagna jordanalyserna (11 st) är 142 mg PCE/kg TS, standardavvikelse är 470 mg/kg TS. Föroreningens utbredning i jord är inte helt avgränsad men om omfattningen motsvarar den som redovisas i Figur 6 uppgår ytan till ca 1250 m 2. Grundvattenmagasinets vattenförande mäktighet är ca 10 m vilket medför en potentiell förorenad volym på 12 500 m 3. Med en densitet på 1,8 ton/m 3 innebär det en mängd PCE på ca 4 ton om för de uttagna jordproven används, se Tabell 2. Det förekommer sannolikt viss mängd fri fas (fri fas har konstaterats i det djupaste provet i B19) och det innebär att större mängd kan förväntas. En storleksordning på 5-10 ton PCE bedöms inte som orealistisk. 3.3 Förorening i grundvatten Det finns en stor förorening i grundvattenplymerna nedströms tvätten och B19, främst ner till Örbäcken, men i viss grad även nedströms Örbäcken. Ett antal provtagningar har utförts. Sweco 1994, Sweco1996, Sweco 1997, Sweco 2001, Sweco 2003, Sweco 2005, Sweco 2006, Sweco 2008, Sweco 2011a, Sweco 2011c. Grundvattenrörens läge framgår av ritning X01. Ingen sanering har utförts på grundvattnet. PCE är den parameter som främst förekommer i grundvattnet, det finns inte så mycket av nedbrytningsprodukterna TCE, cdce och VC. Det kan även konstateras att grundvattenmagasinet till största delen är aerobt. PCE och TCE bryts inte gärna ner aerobt och detta är förklarningen till att så lite nedbrytningsprodukter kan ses. Endast i vissa begränsade områden är det reduktiv miljö och vissa tecken till nedbrytning kan ses, t.ex. i området vid B13 uppe vid tvätten och mellan B19 och Kb1 i den sekundära plymen. För att få en bra beskrivning av föroreningsbilden har det utförts brunnar med flera filter (upp till 5 st vertikalt i den mättade zonen). PCE är tyngre än vatten och det är därför av vikt att kontrollera halten på olika djup. Totalt finns det 36 brunnar (B1 B38, i B7 och B24 sattes inga brunnar). Totalt finns det 111 provtagningspunkter för grundvatten vilket innebär drygt 3 filter per brunn i medel. Medelhalt och beräknad mängd klorerade alifater för olika delområden i grundvattenmagasinet redovisas i Tabell 3. Observera att det i djupaste nivån i B19 förekommer fri fas. Halten har i medelhaltsberäkningen reducerats till lösningsgränsen för PCE. 26 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Tabell 3: Beräkning av medelhalt, standardavvikelse och mängd i huvudplym nedströms f.d. Hagforstvätten, sekundär plym nedströms B19, nedströms Örbäcken och övriga grundvattenmagasinet baserat på senaste provtagningsomgången 2010-2011 Mängden PCE löst i grundvatten bedöms uppgå till totalt ca 1 ton. Mängden i huvudplymen är beräknat till ca 500 kg PCE. Mängden är sannolikt något större då det kan finnas högre halter än de uppmätta (det bedöms att det finns residual fri fas i lågpermeabla lager i området vid tvätten). Beträffande den sekundära plymen, där mängden beräknats till ca 500 kg, kan halten i B19 (fri fas i djupaste nivån, 100 000 µg/l i nest djupaste nivå) komma att höja upp medelhalten orimligt mycket. Mängden kan således vara överskattad i den sekundära plymen. Nedströms Örbäcken bedöms drygt 50 kg PCE finnas medan det i övriga brunnar bedöms finnas ca 1 kg. Totalt sätt bedöms mängden i grundvattnet vara av en realistisk storleksordning. 4 Konceptuell modell för spridning av PCE Spridningsvägarna har bedömts dels på grundval av vad som beskrivit i den konceptuella geologiska/hydrogeologiska modellen, dels på grundval av resultat från provtagning av jord i samband med borrning, provtagning av grundvatten samt MIP-sonderingar. (Sweco 1994, Sweco 1996, Sweco 2001, Sweco 2003, Sweco2005, Sweco 2008, Sweco 2011a, och Sweco 2011c, Ejlskov 2010, Ejlskov 2011a, Ejlskov 2011b). 4.1 Konceptuell modell för spridning av PCE från huvudkälla vid f.d. Hagforstvätten till grundvattenmagasinet - Örbäcken vid Kb4 Spridning av PCE förorening från huvudkällan sker genom att PCE urlakas ur källan vid tvätten. Såvida det inte finns insprängda permeabla skikt i silt/lerlinsen kommer den huvudsakliga lakningen från de täta massorna att ske från gränsytan mellan finmaterial och permeabla massor. Det finns i MIP sonderingarna indikationer på att det finns mera förorenade skikt ( permeabelt skikt?) på 8-9 m och 15 18 m djup. 27 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Medelhalt i grundvattnet nedströms huvudkällan är ca 3 200 µg/l. Halter upp till 53 000 µg/l har uppmätts i B13. Plymens utbredning framgår av Figur 30. Vad som kan konstateras är att plymen inte kan följas i hela sin längd utan att läget är osäkert vid Janssons Lokalservice ca 100 m nedströms tvätten. Figur 19: Konceptuell modell, Huvudkälla. Spridning av fri fas från tvättmaskiner till tätskikt. Siltskiktets ungefärliga mäktighet (Gult) visas med svarta linjen. (Mellan varje horisontalt streck är det 10 m avstånd, skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Grön rektangel: sanering av jord under tvätten 2003-2004. De utförda undersökningarna visar att MIP halterna avtar mot djupet från den nivå där den mycket kraftiga föroreningen börjar (7 8 m). Relativt kraftig förorening återfinns dock ovan skiktet på 7-8 m. I de sonderade punkterna bedöms det inte finnas fri fas nere mot berget i området vid tvätten. Det kan dock inte uteslutas att så är fallet i övriga delar av området. Det bedöms osannolikt att inte fri fas har letat sig ner till berget inom begränsade områden. Föroreningsspridningen bedöms ha skett på följande sätt. Förorening från tvätten har transporterats ner i jordlagren under tvättmaskinerna. Där har (sannolikt) fri fas avrunnit in under tvätten i SÖ-lig riktning uppe på det täta skiktet av silt/lera. Viss mängd har diffunderat in i det täta skiktet under tvättmaskinerna men endast en mindre del har trängt genom detta skikt lokalt under tvättmaskinerna. Halterna i brunn B5 som är belägen mitt inne bland tvättmaskinerna har oftast legat på en halt < 10 µg/l. Under saneringen har max 160 µg/l registrerats. År 2003/2004 har ca 9 000 m 3 jord sanerats under tvättmaskinerna varvid ca 7 ton PCE har sanerats. Det förorenade skiktets mäktighet var ca 6 m. Denna jordvolym anses i dagsläget vara sanerat till en tillfredställande nivå. PCE (sannolikt i fri fas) har dock runnit vidare på detta täta skikt utanför det sanerade området, se Figur 19. Det täta skiktet visar dock inte någon kraftig föroreningshalt i dess överkant utan kraftig föroreningen återfinns främst på 7-8 m djup. Siltskiktets ungefärliga utsträckning i djupled visas i Figur 19. Det innebär att det måste finnas en vertikal kanal med permeabla massor där PCE har sjunkit ner till denna nivå. 28 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Orsaken till ansamlingen av PCE i denna nivå kan vara att det finns ett mera permeabelt skikt där. I Figur 20 framgår ett permeabelt skikt i B21, dock på något större djup, ca 9,5 9,8 m djup. Alternativt är det en effekt av kapillär stighöjd i silten. Den kraftigt förorenade nivån är belägen några meter över grundvattenytan, siltkroppen dyker ner under grundvattenytan och kapillärt vatten kan sugas upp i silten. Den front som det kapillära vattnet utgör kan eventuellt uppfattas som ett hinder för nedträngning av PCE. Figur 20: Bild från Sonic borrning vid B21. Sandskikt mellan ca 9,5 m och ca 9,8 m djup På 7-8 m djup har föroreningen transporterats i SV-lig riktning. Höga MIP-nivåer indikerar residual fri fas i detta skikt. Viss mängd har sedan transporterats vertikal ner till ett skikt på 15 16 m djup. Även här indikerar MIP att det kan finnas residual fri fas. RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 29 (81)

Figur 21: Överkant silt. Röd linje = flödeslinje på silt. Streckad magenta linje: möjlig flödeslinje för vidare spridning på skikt. Brunt fält = ungefärlig utbredning av siltskikt, Röd cirkel = möjlig läckagepunkt till nivå 8-9 m. I Figur 21 har en 3D bild av det täta skiktets överyta ritats. I Figur 22 har en 3D bild av föroreningens överyta ritats. Vid tvättens södra begränsning bedöms föroreningen avlänkas i SV-lig riktning. En möjlig läckagepunkt redovisas i dessa figurer. Den är belägen norr om MIP1128. 30 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 22: Överkant PCE förorening. Röd linje = flödeslinje för fri fas PCE. Brunt fält = ungefärlig utbredning av siltskikt, Röd cirkel = möjlig läckagepunkt till nivå 8-9 m. Den PCE som perkolerat till skiktet på 7-8 m avrinner i SV-lig riktning kommer att förorena grundvattnet när den rinner över kanten på siltkroppen ner i grundvattnet. Det kan även ske en föroreningsspridning till grundvatten från det bedömda läckaget från nivå 7-8 m till nivå 15-16 m. Det är främst i området vid MIP1015-1016 (d.v.s. vid tvättens SV hörn nära B12-B20) som kraftig förorening på djupare nivå detekterats. Det har inte kunnat konstateras någon fri fas nere mot berget i de sonderingar och borrningar som utförts. Vi har dock inte lyckats följa plymen från silt/lerskiktet till brunn B28 nedströms tvätten så det kan inte uteslutas att fri fas förekommer som en pöl ovan berget. Vad som kan tala emot det är dock att de högsta halterna i grundvattenprovtagning och MIP-sondering i plymen nedströms tvätten ofta förekommer i en nivå som är belägen en bit över bergets nivå. 4.2 Eventuell fri fas transport från huvudkällan till djuphåla vid Örbäcken Eventuell fri fas ovan berg nära tvätten illustreras i Figur 23. Om mängden fri fas är tillräckligt stor kommer den att rinna ovan berg i riktning mot en djuphåla vid Örbäcken. Finns där lokala djuphålor längs vägen kan lokala pölar av fri fas PCE bildas. Om en sådan transport har skett kommer det att ske en ansamling av PCE av fri fas i djuphålan vid Örbäcken. Seismiken visar att hastigheten i berg är lägre i djuphålan vilket RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 31 (81)

kan indikera uppsprucket berg. Om så är fallet kan fri fas sjunka ner i dessa sprickor, se Figur 24. Figur 23: Konceptuell modell: Fri fas transport ner till berget samt eventuell ansamling av fri fas i djuphålor mellan huvudkällan och djuphålan. (Mellan varje vertikalt streck är det 100 m avstånd, horisontellt är det 10 m mellan varje streck skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Grön rektangel: sanering av jord under tvätten 2003-2004. Figur 24: Konceptuell modell: Ansamling av fri fas i bergsprickor i djuphåla nära Örbäcken. (Mellan varje vertikalt streck är det 100 m avstånd, horisontellt är det 10 m mellan varje streck skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Grön rektangel: sanering av jord under tvätten 2003-2004. 32 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

I Figur 25 redovisas bergets överyta och en möjlig transportväg för fri fas. Bergets överyta är en sammanställning av information från sonderingar/borrningar samt från seismik. Har fri fas i stor mängd sjunkit till bergytan vid tvätten kan det finnas en transportmöjlighet ovan berg, alternativt i ytliga bergssprickor, ungefär som figuren visar. Det innebär i så fall ytterligare en sekundär källa (alternativt några ytterligare sekundära källor om det finns flera pölar på vägen) Figur 25: Bergets överyta baserad på samtliga borrningar samt seismik. Möjlig flödeslinje för fri fas (röda linjen). Tätskiktets utbredning = gråa skiktet. En djuphåla vid B19 kan konstateras. Om det har skett en transport av fri fas som ovan beskrivits innebär det att det förutom läckage från huvudkällan även sker ett läckage från den sekundära källa som bildats i djuphålan vid Örbäcken och eventuellt även från lokala källor längs transportvägen. Vad som kan tala för att det finns en sekundär källa med fri fas i djuphålan vid Örbäcken är att det i Kb4 har uppmätts höga halter PCE. År 1994 uppmättes 8 700 µg/l i schaktbrunnen Kb4. 2003-12-10 uppmättes 5 700 µg/l i den nya Kb4 (4 st grundvattenrör med filter på 4 nivåer). Den nya Kb4 är belägen ca 10 m norr om gamla schaktbrunnen Kb4, se Figur 30). När halterna av PCE i grundvattnet överstiger 1 % av fri fas (1 % av 150 000 µg/l 1 500 µg/l) anses det sannolikt att fri fas finns. Vi utgår från att fri fas finns i huvudkällan vid tvätten. Halterna i Kb4 är 4 6 gånger högre än 1% av fri fas. Att halterna är så höga kan indikera att den fria fasen finns på närmre håll än vid huvudkällan uppe vid tvätten. Det är RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 33 (81)

således inte osannolikt att det skett en transport av den fria fasen som ovan beskrivet. Omfattningen är inte känd. 4.2.1 Spridning av PCE löst i grundvatten I grundvattnet sprids PCE föroreningen i löst form. Uppe vid tvätten finns det en förorenad volym, dels ovan grundvattenytan, dels under. Den del som finns ovan grundvattenytan bedöms inte bidra med någon större mängd förorening till grundvattnet då det inte bedöms att mobil fri fas finns längre och området är täckt av hus och asfalt till stor grad varför liten urtvättning av PCE ovan grundvattenytan bedöms ske. Under grundvattenytan kommer förorening att tvättas ut av det strömmande grundvattnet, se Figur 26. Figur 26: Konceptuell modell: Spridning av löst PCE från förorening vid Huvudkälla. (Mellan varje vertikalt streck är det 100 m avstånd, horisontellt är det 10 m mellan varje streck skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Viss mängd avgår som ånga, viss mängd passerar Örbäcken och avrinner till Hagälven. Grön rektangel: sanering av jord under tvätten 2003-2004. I plan visas den ovan angivna varianten av konceptuell modell i Figur 27. Huvudplymen läcker främst ut vid Ö140 Ö200 nära Kb3 samt i Ö20 och Ö40 nedströms Kb4 medan utläckaget i ett mellanparti mellan Ö60 och Ö120 är betydligt mindre. Möjlig förklarning till detta mönster kan dels vara att Ö20 Ö40 ligger där huvudplymen mynnar medan områ- 34 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

det Ö140 Ö200 att Örbäcken svänger in närmre plymen i. Eventuellt kan det finnas skikt med finare material i området Ö60-Ö120 som hindrar utläckage. Det har tidigare (2008) utförts mätningar på utläckande grundvatten längs Örbäcken. Mätningarna utfördes genom att man intill bäcken stack ner ett spjut som pumpades för provtagning och analys. Dessa provtagningar utfördes med ca 20 m mellanrum. Halten klorerade lösningsmedel (CHC) och andelen PCE med nedbrytningsprodukter (PCE TCE Cis1,2-DCE VC) i utströmningsområdet redovisas i Figur 28. Det framgår tydligt att det inom vissa delar av utströmningsområdet förekommer nedbrytning av PCE. Att nedbrytning av klorerade lösningsmedel ökar i organiska jordar i utströmningsområden är känt från litteraturen. Figur 27: Föroreningsplymer baserad på halt i grundvatten och utläckage vid Örbäcken. Plym från huvudkälla: röd rosa, Plym från sekundär källa vid B19: röd rosa. Gul punkt visar PCE > 2 000 µg/l i grundvatten samt CHC > 100 µg/l i utläckande grundvatten till Örbäcken. Motsvarar konceptuell modell i Figur 26. Beträffande Kb1 - Kb4. Provtagning 1994 utfördes i schaktbrunnar (markerade som cirklar med namn inuti), senare provtagning i Kb1 och Kb4 har utförts i grundvattenrör där betäckning står. 35 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 28: Utläckage till Örbäcken, prov uttagna med provtagningsspjut c-c 20 m år 2008. Start på sektion strax uppströms väg till Uddeholm Tooling. Procentuell andel PCE med nedbrytningsprodukterna TCE, DCE och VC. Totalhalt CHC visas i diagrammets underkant. Av Figur 28 framgår det att halterna varierar längs bäcken. I sektionerna Ö20-Ö4, Ö140- Ö200 samt Ö380-Ö420 är halterna höga, i mellanliggande punkter är de låga. Om fri fas har strömmat längs berget till djuphålan vid Örbäcken som tidigare diskuterat kommer även denna sekundära källa att ge upphov till förorening löst i grundvatten, se Figur 29. 36 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 29: Konceptuell modell: Spridning av löst PCE från bergssprickor i djuphåla. (Mellan varje vertikalt streck är det 100 m avstånd, horisontellt är det 10 m mellan varje streck skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Modellen visar även läckage av ångor till hus samt att viss mängd PCE i vatten transporteras mot Hagälven förbi Örbäcken. Grön rektangel: sanering av jord under tvätten 2003-2004. Om fri fas har transporterats ovan berget, eller i ytliga bergssprickor, från tvätten till djuphålan vid Örbäcken kommer det att bildas en sekundär källa om mängden PCE är tillräckligt stor. Denna källa kan tänkas läcka ut i Örbäcken i området Ö140-Ö200 och således vara ursprunget till de förhöjda halterna i denna sektion av Örbäcken, se Figur 30. RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 37 (81)

Figur 30: Föroreningsplymer. Plym från huvudkälla: röd rosa, Plym från sekundär källa vid B19: röd rosa, Plym från sekundär källa vid Örbäcken: röd - blå. (färgerna motsvarar färger i konceptuella modeller (Figur 29). Gul punkt visar PCE > 2 000 µg/l i grundvatten samt CHC > 100 µg/l i utläckande grundvatten till Örbäcken. Beträffande Kb1 - Kb4. Provtagning 1994 utfördes i schaktbrunnar (markerade som cirklar med namn inuti), senare provtagning i Kb1 och Kb4 har utförts i grundvattenrör där betäckning står. För att försöka utreda vart de största mängderna läcker ut i Örbäcken har det utförts en mätning med passiva provtagare under en månad (januari 2011) i Örbäcken på fyra platser, Ö1: Uppströms Uddeholmsvägen, Ö2: nedströms Kb1-B38/Örbäcksvägen, Ö3: Nedströms Kb3 och Ö4: Nedströms utläckageområdet (lägen, se Figur 1). Resultatet redovisas i Tabell 4. Halten i Ö2 och Ö3 är av samma storleksordning medan Ö4 har en 50 % högre halt vilket kan indikera att 2/3 av föroreningen kommer från plym vid B19 medan 1/3 kommer från huvudplymen. Det tillkommer sannolikt ingen stor mängd i området vi Kb3 om resultatet från denna mätning är rättvisande. Det kan antyda att föroreningsscenariot med fri fas på berg som runnit till en djuphåla vid Örbäcken inte har förekommit. Provtagningen som utförts med passiva provtagare i 4 punkter kan dock vara osäker. Vi behöver förstå hur vatten blandas i Örbäcken och var förorenat vatten befinner sig i bäcken gentemot rent vatten. En blandningszon mellen rent och förorenat vatten kan 38 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

sträcka sig en lång sträcka längs med ån och kan bero på faktorer som temperaturdifferenser mellan inströmmande grundvatten och ytvatten (detta kommer att skilja sig mellan sommar då ytvattnet är varmare än grundvattnet, på vintern då ytvattnet är kallare än grundvattnet och höst och vår då vattnet kommer att ha liknande temperatur. Andra faktorer är strömningshastighet, geometrin på vattendragets bädd, strömningshastighet, laminärt vs. turbulent flöde etc. Provtagningspunkten O3 ligga på spetsen av en meanderbåge där strömningsförhållandet kan vara annorlunda än t.ex. vid O4. Skall ett säkrare resultat erhållas bör passiva provtagare placeras i en profil tvärs över ån vid varje provtagningsplats O2-O4 för att få en bild av distributionen av förorenat vatten i bäcken och hur blandningen mellan förorenat vatten och rent vatten sker. Hade bäckens djup varit större borde provtagare placerats även på olika djup. Provtagningsplatsen O1 bör kunna uteslutas då den är belägen uppströms. Halten som uppmättes i O1 var även mindre än rapporteringsgräns. Tabell 4: Halter i utläckande vatten till Örbäcken 4.2.2 Inverkan av finkorniga skikt belägna under grundvattenytan i huvudplymen Enligt stycke 3.1.1 redovisas att det kan finnas inslag av finkorniga skikt under grundvattenytan i huvudplymen. Halten PCE i grundvattnet har som högst uppmätts till 8 700 µg/l i Kb4. Det innebär att PCE har diffunderat i i de finkorniga lagren och adsorberats där. Om omfattningen av finkorniga lager är betydande kommer det att innebära att halten i plymen kommer att vara hög, även om källan saneras helt och hållet. 4.3 Konceptuell modell för spridning av PCE från sekundära källan vid B19 till grundvattenmagasinet - Örbäcken vid Kb1 Under stycket 3.2.3 beskrivs hur vi tror att jorden vid B19 har blivit förorenad. Det finns således en kraftig förorening i jorden strax ovan berget, viss förorening i jord upp till RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 39 (81)

grundvattenytan och endast en mycket lokal förorening i jord ovan grundvattenytan vid läckagepunkterna (mynningen samt hål på ledningen). Det har konstaterats att det finns fri fas ovan berg. Jordlagren under grundvattennivån bedöms i detta område till stor del bestå av grus vilket innebär att genomsläppligheten är god. Vissa inslag av lågpermeabla lager finns. Omfattningen av den fria fasen är okänd. Grundvattenmagasinet i området B19 B37 bedöms ligga i en djuphåla som avskärmas från nedströms belägna B38 och Örbäcken med en bergklack. Vattennivån i Örbäcken i ravinen uppströms B19 har en högre nivå än grundvattennivån i magasinet och det uppstår därmed ett inläckage från bäcken till grundvattenmagasinet. Grundvattnet flödar sedan genom jordlagren vid B19 B37 och läcker sedan ut i Örbäcken i området vid B38 och Kb1. Spridningssituationen redovisas i Figur 31. Grundvatten läcker in från Örbäcken till grundvattenmagasinet. Mängden förorening som återfinns i grundvattnet vid B19 bedöms uppgå till ca 500 kg PCE, se Tabell 3. Figur 31: Konceptuell modell över föroreningsspridning i området vid B19. Observera att höjdskala är 10 ggr längdskalan. 40 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

4.3.1 Inverkan av eventuella finkorniga skikt belägna under grundvattenytan i den sekundära plymen Enligt stycke 3.1.2 redovisas att det finns inslag av finkorniga skikt under grundvattenytan i den sekundära plymen. Halten PCE i grundvattnet har som högst uppmätts till 29 000 µg/l i B37. Det innebär att PCE har diffunderat in i de finkorniga lagren och adsorberats där. Om omfattningen av finkorniga lager är betydande kommer det att innebära att halten i plymen under lång tid kommer att vara hög, även om källan saneras helt och hållet. 4.3.2 Föroreningstransport vidare söderut förbi Örbäcken En del förorening följer grundvattenströmmen vidare söderut under Örbäcken för att slutligen läcka ut i Hagälven som utgör en lågpunkt för åsen. I den mån förorening når fram till Hagälven bedöms det sannolikt att den bryts ner i det mäktiga organiska skikt som Hagälven rinner genom. Den höga halten organiskt material i sedimenten bedöms medföra att det sker en naturlig nedbrytning av detta varvid reduktiv miljö erhålls. En reduktiv miljö är en förutsättning för reduktiv deklorering av PCE. 4.4 Uppmätt mängd i Örbäcken Det har under två st 12 månaders perioder (2008 samt 2010-2011) utförts mätning med passiv provtagare i Örbäcken. En provtagare av typ diffusionsprovtagare (strumpa) har hängts ut i bäcken en månad innan analys utfördes. Vid mätningen 2008 uppmättes överfallshöjden vid en betongtröskel varje gång strumpan byttes för att kunna beräkna flödet. Vid mätningen 2010-2011 har det använts en diver som automatiskt har uppmätt vattennivån var 4:e timme. Vattennivån har sedan använts för att beräkna flödet. Under mätperioden 2008 uppmättes ca 131 kg PCE i Örbäcken, under mätperioden 2010-2011 uppmättes en mängd av samma storleksordning, ca 120 kg PCE, se Tabell 5. Under 2010-2011 uppmättes även halterna i Örbäcken där den mynnar i Värmullen. Av Tabell 5 framgår det att mängden där var ca 80 kg PCE. Mängden nedbrytningsprodukter (TCE, cdce och VC) utgör en mindre mängd (< 10 % av PCE mängden) 41 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Tabell 5: Uppmätt halt med passiv provtagare (1 mnd) under 2010-2011 i Örbäcken nedströms utläckage (betongtröskel) samt i Örbäckens utlopp till Värmullen. 42 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

5 Konceptuell modell för åtgärdsalternativ baserad på Fjorton modulers modellen 5.1 Generellt om samband mellan faser Förorening med klorerade alifater typ PCE är komplexa då föroreningen kan förekomma i många faser som är avhängiga av varandra, se Figur 32. Om sanering av PCE genom t.ex. porgasextraktion utförs kommer PCE att överföras från eventuell fri fas, från vattenfas och adsorberat fas till gasfas för att återställa jämvikt. Figur 32: Fasfördelning och jämviktskonstanter (NV 2007) I NRC 2005 har det framtagits en Fjorton modulers modell (Fourteen Compartment Model), se Figur 33. I den redovisas dels de olika faser (ångfas, fri fas, löst fas och adsorberad fas) som försöker stå i jämvikt enligt vad som visas i Figur 32. Dels så har tabellen delats upp på lågpermeabla och högpermeabla zoner i källområdet och i plym. Det innebär 14 olika moduler (två moduler, de som representerar fri fas i plym, är per definition inte aktuella). Fjorton modulers modellen kan sägas vara en modell som ger en enhetligt syn på föroreningssituationen av klorerade alifater i olika geologiska typmiljöer. Figur 33: Fjorton modulers modell (Fourteen Compartment Model) 43 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

I ESTCP 2011 talas om tre stadier för plymer: tidigt stadie (strax efter utsläpp, merparten PCE finns som fri fas) medel stadie (ca 50 % av fri fas har övergått i andre faser gas, grundvatten och adsorberat på jord). Stora plymer i grundvatten och porgas kan förekomma sent stadie, ingen fri fas finns. Plymer i permeabla zoner kan underhållas av desorbtion back diffusion från lågpermeabla zoner under grundvattenytan (främst) i källzonen och i plym. Föroreningen i Hagfors bedöms återfinnas i ett medelstadie (fri fas finns, kraftiga plymer i grundvattnet finns) I Figur 7, Figur 37 och Figur 38 respektive Figur 8 och Figur 39 redovisas även förväntad föroreningsgrad för de olika faser och i låg och högpermeabla skikt i källzon och i plym för huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten respektive den sekundära källan vid B19. Modellen är viktig för att förstå de processer som aktiveras vid olika åtgärdsalternatiiv som finns. Olika åtgärdsalternativ beskrivs i Figur 40 - Figur 51. I dessa figurer anges den ursprungliga föroreningsgrad som bedömts, effekten av åtgärden i aktuellt media för de olika faserna samt resultatet som differensen mellan ingående föroreningsgra och effekt av åtgärd. I stycket 2.2 beskrivs olika geologiska typmiljöer. I Hagfors bedöms det vara en geologisk typmiljö III (högpermeabla heterogena jordlager med inslag av lågpermeabla lager). Vad som nedan sägs beträffande åtgärder gäller i denna typmiljö. Vid tvätten bedöms det finnas en geologisk typmiljö II (lågpermeabla, homogena skikt). Viss kommentar om åtgärder i denna typmiljö ges. Generellt kan sägas att den effekt som anges för lågpermeabla lager i geologisk typmiljö III även gäller för geologisk typmiljö II (där endast lågpermeabla finns). 5.2 Faktorer som spelar roll för inlagring av PCE i lågpermeabla material (silt/lera) Geologi; permeabla zoner inbäddade i lågpermeabla material gynnar diffusion in i de lågpermeabla materialen sannolikt fallet i Hagfors Koncentration; Hög koncentration PCE (Fri fas) gynnar diffusion in i de lågpermeabla materialen sannolikt fallet i Hagfors Stabila föroreningar (PCE bryts ner marginellt i aerob miljö) sannolikt fallet i Hagfors Grundvattenmagasin med låg grundvattenhastighet sannolikt inte fallet i Hagfors. Hög hastighet på grundvattnet gynnar frigivning. Jordart med hög halt organiskt material sannolikt inte fallet i Hagfors Platser där stora mängder har släppts löst sannolikt fallet i Hagfors Platser med föroreningstillförsel under lång tid sannolikt fallet i Hagfors 44 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Om det finns stora mängder PCE lagrade i lågpermeabelt material innebär det att: PCE kommer att friges under lång tid från det lågpermeabla materialet till de högpermeabla zonerna PCE kommer att inlagras i matrix i plymen nedströms PCE lagrad i matrix i nedströms plym kan, även om källan uppströms saneras till nästan 100 %, underhålla ett läckage till plymen under lång tid (tiotals år). I källområden som saneras endast m.h.t. högpermeabla zoner, finns det stor risk för att stor massa av PCE lagrad i lågpermeabela massor kommer att diffundera ut till de högpermeabla zonerna och skapa en s.k. rebound (återfjädrings) effekt. Om föroreningen är gammal kan fri fas i de högpermeabla zonerna ha tvättats bort medan stora mängder finns kvar i de lågpermeabela massorna. 5.3 Bedömd föroreningssituation i Hagfors Föroreningssituationen i Hagfors beskrivs med Fjorton modulers modellen Figur 7 för huvudkällan och i Figur 8 för den sekundära källan. Beskrivningen av föroreningssituationen har utförts enligt ESTCP 2011. Där anges att det är ungefär en tiopotens som skiljer föroreningsgraden åt mellan de olika föroreningsnivåerna. Föroreningsgraden bedöms genom halter i grundvattnet. Se Figur 34 för förklaring samt redovisning av reningsgrad. Figur 34: Föroreningsgrad och ungefärlig motsvarande halter i grundvatten 5.3.1 Bedömd föroreningssituation vid huvudkällan i Hagfors Vid huvudkällan bedöms det genom tiderna ha spridits en stor mängd förorening. Föroreningssituationen beskrivs i ett tidigt stadie enligt Figur 35. Merparten av föroreningen finns i högpermeabla lager i form av fri fas, sannolikt även i löst fas, viss påverkan på andra faser i de högpermeabla lagren samt på alla faser i de lågpermeabla lager. Plymen har inte hunnit bli speciellt förorenad än. 45 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 35: Tidig stadie för föroreningen (1970-1980 tal) vid huvudkällan i Hagfors (Geologisk typmiljö III) Huvudkällan har åldrats sedan de största utsläppen. Främst har förorening trängt in i de lågpermeabla lagren vilket illustrerats med minustecken i Figur 36. Föroreningspåslaget kan karaktäriseras som antingen negativt eller positivt beroende på vad påslaget medför i gällande lager. Fri fas har gått från de högpermeabla lagren till de lågpermeabla. Även i de högpermeabla lagren eftersträvas en jämvikt mellan faser. Vad som dock påverkar de högpermeabla lagren är att föroreningen i fri fas och även till dels i löst fas tvättas ur av det stora grundvattenflödet. Förorening som lämnar huvudkällan läcker ut till plymen där jämvikt eftersträvas. Viss mängd löst förorening transporteras till Örbäcken där den läcker ut. Figur 36: Omvandling från tidigt stadie till medelstadium för huvudkälla. Processer som påverkar är dels strävan efter jämvikt mellan olika faser, urtvättning av fri fas och löst fas från högpermeabla lager vilket innebär läckage till plym där fasjämvikt eftersträvas. Fortfarande bedöms det finnas en stor mängd förorening kvar i huvudkällan. I lågpermeabla skikt bedöms föroreningsmängden vara potentiellt stor stor i alla faser. I högpermeabla lager bedöms i dagsläget fri fas ha tvättats bort av grundvattenströmmen och föroreningsgraden bedöms således vara liten. Grundvattenföroreningen bedöms vara potentiellt stor medan föroreningsgraden på adsorberat på jord samt i porgas bedöms som stor. Föroreningssituationen illustreras i Figur 37. 46 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Förorening i stora mängder förekommer både över och under grundvattenytan vid huvudkällan. I plymen är föroreningshalten i grundvattnet stor medan föroreningsmängden är måttligt stor. Per definition kan det inte finnas förorening i fri fas i plymen. Sannolikt är både föroreningsmängden i ångfas och adsorberat till jord liten. Den adsorberade mängden kan dock, speciellt om förorenat grundvatten passerat nära lågpermeabla lager, vara potentiellt stor, se Figur 37. Figur 37: Dagens föroreningssituation (medelstadie) vid huvudkällan i Hagfors (Geologisk typmiljö III) Inne i siltkroppen vid huvudkällan bedöms det finnas potentiell stor föroreningsgrad för fri fas och grundvattnet samt för förorening adsorberat på jord, se Figur 38. Figur 38: Föroreningssituationen i siltkroppen (medelstadie) vid huvudkällan i Hagfors (Geologisk typmiljö II) 5.3.2 Bedömd föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 i Hagfors Vid den sekundära källan intill B19 är situationen annorlunda än vid huvudkällan.den största skillnaden är att föroreningen främst förekommer under grundvattenytan och då gärna nära bergets överyta. Vidare skiljer sig sannolikt geologin åt på så sätt att det inte finns så mycket lågpermeabla lager under grundvattenytan vid B19. 47 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Vad som även är speciellt vid B19 är att föroreningen har hamnat i en djuphåla i berget vilket innebär stor risk för att föroreningen har fångats som fri fas. Föroreningsgraden bedöms vara stor i främst fri fas men även i adsorberad fas. Grundvattenhalterna är höga men mängden bedöms måttlig. Föroreningen bedöms främst föreligga i högpermeabla lager. De högpermeabla lagren har sannolikt inte tvättats ut på samma sätt som vid huvudkällan då föroreningen är fångad i en djuphåla i berget. Föroreningegraden i ångfas bedöms vara måttliga. Vid B19 återfinns föroreningen främst på ca 20 m djup under ca 10 m vatten vilket kan innebära och förutsättningarna för att PCE skall förångas är små. Figur 39: Dagens föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 (medelstadie) i Hagfors. Geologisk typmiljö III Föroreningshalten i grundvattnet i plymen bedöms som hög medan mängden bedöms som måttligt hög. Potentiellt stor föroreningsmängd finns adsorberat i plymen. 5.4 Beskrivning av åtgärdsmetoder ut från Fjorton modulers modell Fjorton modulers modellen har nedan använts för att konceptuellt beskriva olika åtgärdsmetoders användbarhet på föroreningssituationen i Hagfors. Närmare beskrivning av åtgärdsmetoderna finns i NV 2009. Vad som är viktigt att beskriva är hur massfluxen från plymen kommer att påverkas (minskas) och hur föroreningsgraden (föroreningshalt) i plymen kan förväntas bli efter åtgärden. Massflux från källzonerna kan reduceras genom inneslutning ( containment ) vilket kan bestå av fysiska barriärer, avskärande pumpning, permeabla reaktiva barriärer mm. Om åtgärden genomförs och lyckas fullt ut upphör fluxen momentant och det blir ett permanent skydd för nedströms grundvattenmagasin. Alternativet till inneslutning är nedbrytning/avlägsnande av föroreningen. Exempel på typ av åtgärd där föroreningen avlägsnas typ bortschaktning, markventilation mm. Exempel på åtgärder som bryter ner föroreningen är in situ kemisk reduktion/kemisk oxidation, reduktiv deklorering mm. Metoderna nedan har indelats i dessa två grupper. 48 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

I de efterföljande figurer med Fjorton modulers modell föroreningsgraden lagts in motsvarande den föroreningssituation som bedöms finnas vi huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten. I varje figur redovisas föroreningsgraden innan, effekten av åtgärd samt föroreningsgrad efter åtgärd beräknad som föroreningsgrad innan minus effekt av åtgärd. Beträffande effekt av åtgärd har den högst satts till en siffra motsvarande föroreningsgrad innan. Saneringseffekten bedöms ut ifrån förutsättningen att åtgärden når ut till 100 % av den föroreningen som avses behandlas. Denna förutsättning kan vara svår att uppfylla, speciellt om det finns betydande inslag av finkorniga lager. 5.4.1 Fjorton modulers modell för Grundvattenpumpning(inneslutning av förorening, till viss grad avlägsnande) Figur 40: Fjorton modulers modell för Grundvattenpumpning i källzonen i geologisk typmiljö III Vid pumpning av grundvatten kommer god saneringseffekt att nås för löst fas i högpermeabla lager i källområden. I plym kommer medelgod saneringseffekt att nås. Pumpningen kommer dock inte nämnvärt påverka lågpermeabla lager vare sig i källområdet eller i plymen, ej heller förorening i ångfas och i fri fas. Viss effekt kan nås för adsorberad fas i högpermeabla lager. När PCE avlägsnas från vattenfasen vid pumpningen kommer det ske en tillförsel från alla faser i det lågpermeabla och det högpermeabla lagret. Upphör pumpningen kommer halterna relativt snabbt att återgå till nära nog ursprungliga värden. Pumpning av grundvatten är således ingen effektiv åtgärd, speciellt dålig effektivitet nås om lågpermeabla lager finns som vid huvudkällan i Hagfors. Pumpning kan dock vara ett effektivt sätt att hålla tillbaka föroreningsspridning. I Hagfors finns i dagsläget inget behov av skyddspumpning då föroreningsspridningen redan är stor. Detta sätt att använda pumpning bedöms motsvara en inneslutningsmetod. 49 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

5.4.2 Fjorton modulers modell för fysiska barriärer (inneslutning av förorening) Figur 41: Fysiska barriärer typ spont, slurryvägg mm runt källzon i geologisk typmiljö III En annan inneslutningsmetod är att avskärma föroreningen fysiskt med en barriär typ spont, slurryvägg el.l. Detta hindrar förorening från att sprida sig men ger ingen effekt på föroreningsnivå i källområdet. Nedströms kommer det att medföra en måttlig effekt för löst fas och sannolikt även för adsorberat fas i högpermeabla lager. Om lågpermeabla lager finns kommer föroreningen i dessa att diffundera tillbaka och underhålla en hög halt i löst fas i de högpermeabla lagren. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. I Hagfors bedöms metoden vara svår att genomföra p.g.a. stort djup och överliggande byggnader vid huvudkällan samt stort djup vid sekundära källan. Metoden bedöms inte ge önskad effekt. 5.4.3 Fjorton modulers modell för permeabel reaktiv barriär (PRB) (inneslutning av förorening) Figur 42: Permeabel reaktiv barriär (PRB) nedströms källzon i geologisk typmiljö III. Vad som sagts ovan om inneslutning kan i stort sägas även om PRB som är en variation av inneslutning men med viss renande effekt på det grundvatten som läcker ut från källområdet. 50 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Permeabel reaktiv barriär (PBR) består i att järn (Fe0) blandas med sand och appliceras som en permeabel barriär för behandling av plym (i exemplet ovan i plymen strax nedströms källzonen). I barriären skapar det metalliska järnet en kraftig reduktiv miljö när det korroderar. PCE bryts ner med s.k. β-eliminering. PBR används i plym, ej i källområden. I Hagfors skulle denna metod kunna användas antingen strax nedan källzonen alternativt även för behandling av plymer innan grundvattnet rinner ut i Örbäcken. Metoden används i plym, antingen strax nedströms källzonen alternativt innan utlopp till Örbäcken. Metoden är avhängig av att plymen och grundvattensituationen har karterats väl, mindre känslig för källområdets omfattning och för mängd i källan. Tidigare har PRB diskuterats för föroreningen i huvudkällan i Hagfors. Då framkom att grundvattenhastigheten i åsmaterialet sannolikt är så hög att PRB skulle bli orealistiskt stor. 5.4.4 Fjorton modulers modell för schaktning (nedbrytning/avlägsnande av förorenin g- en) Figur 43: Schaktning i källzon, geologisk typmiljö III Schaktning kommer effektivt att avlägsna all förorening och får således total effekt inom källområdet. Schaktningen kommer dock ge upphov till mycket förorenad jord som måste tas om hand och behandlas på plats eller på en särskild behandlingsstation. Vid schaktning, transport och behandling kommer PCE att avgå från jorden. Att det finns ett stort inslag av geologisk typmiljö II (silt/lera) påverkar inte effekten av åtgärden. Viss påverkan för högpermeabla lager i plym. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. I Hagfors bedöms detta alternativ som orealistiskt, del p.g.a. befintliga byggnader vid huvudkällan men främst p.g.a. djup till förorening samt att förorening även förekommer djupt under grundvattenytan (gäller både huvudkälla samt den sekundära källan). 51 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

5.4.5 Fjorton modulers modell för Kemisk reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) Figur 44: Fjorton modulers modell för Kemisk reduktion i källzon och plym, geologisk typmiljö III Kemisk reduktion uppnås genom att metall (järn) tillsätts den förorenade jorden i källzonen alternativt används som en barriär i plymen. Ovan beskrivs effekten av behandling i källzonen. Det metalliska järnet skapar en kraftig reduktiv miljö när det korroderar. PCE bryts ner med s.k. β-eliminering. Effekten ökar vid minskande storlek på järnpartiklarna. På senare år har metalliskt järn i nanoskala börjat användas. P.g.a. den stora specifika ytan kommer nedbrytning av PCE att ske 100 1 000 gånger snabbare än i en PBR. Nanojärn kan tillsättas som endast nanojärn eller tillsammans med lera (som ZVI-clay där blandningen av lera och nanojärn mixas in i den förorenade jorden). Leran medför lägre genomsläpplighet vilket förhindrar PCE att läcka ut till permeabla lager, järnet bryter ner PCE). Järnet kan även tillsättas tillsammans med emulgerad olja (där oljan fångar PCE (lika löser lika) och järnet bryter ner PCE) eller som nanojärn inbäddad i aktiverat kol, BOS100 (där järnet fångar PCE och järnet bryter ner PCE). Nanojärn kan användas både i källområden och i plym (som en barriär innan Örbäcken) och kan tänkas behandla samtliga faser förutsatt att det kan distribueras homogent och i tillräcklig mängd i formationen. I Hagfors innebär speciellt den stora heterogeniteten vid huvudkällan ett stort problem för en lyckad inblandning. Åtgärden är sannolikt enklare att tillämpa i den sekundära källan. Metoden är snabb då den dels binder PCE föroreningen momentant, dels bryter ner den på sikt. Exempel på injekteringsmetod som innebär god inblandning är att använda en stor skruv som mixar kemikalierna in i jordmassan. Denna inblandningsmetod bedöms delvis vara svår att använda i Hagfors p.g.a. byggnader som finns över delar av huvudkällan. Vid den sekundära källan, där förorening inte finns i de översta 10 metrarna, skulle det innebära att minst 10 m jord måste genomborras innan injektering utförs. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. 52 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

En barriär av nanojärn innan Örbäcken anses vara en effektiv åtgärd för att förhindra spridning till Örbäcken. Den behöver sannolikt förnyas efter några tiotals år för att behålla sin effektivitet. 5.4.6 Fjorton modulers modell för Termisk behandling reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) Figur 45: Fjorton modulers modell för Termisk behandling av källzonen ovan grundvattenytan, geologisk typmiljö III Termisk behandling kan ske genom uppvärmning med ånga, uppvärmning med elektrisk konduktivitet och med elektrisk resistivitet. För alla metoderna innebär uppvärmningen att PCE mobiliseras (uppvärmning till en temperatur över perazetropen på +87 o C eftersträvas varvid blandningen PCE/vatten övergår från vätskefas till ångfas). Den höga temperaturen innebär att PCE mobiliseras och saneringen sker då genom porgasextraktion. PCE i porgasen tas om hand på aktiverade kolfilter alternativt bryts ner med katalytisk förbränning. Termisk behandling anses vara en metod med hög saneringsgrad (ca 95-99 %). Den ger en hög saneringseffekt för alla faser både i lågpermeabla och högpermeabla jordar om den har utformats rätt. Metodens effektivitet bedöms mycket god ovan grundvattenytan både i geologisk typmiljö II och III, se Figur 45. Under grundvattenytan, och speciellt om grundvattenströmningen är stor (vilket kan förväntas i Hagfors) begränsas effektiviteten då det är svårt att tillföra tillräckligt med energi för att värma jorden tillräckligt, se Figur 46. Om det skulle användas en termisk metod under grundvattenytan i Hagfors krävs sannolikt att ånginjektion används då det är den metod som kan avge störst mängd energi per m borrning. Ovan grundvattenytan kan konduktiv uppvärmning vara ett bra alternativ. En termisk metod (ånginjektion) användes 2003-2004 för föroreningen under tvättmaskinerna (ovan grundvattenytan) med bra resultat. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. Om den skall användas under grundvattenytan är den mycket känslig för grundvattenflödets storlek. Termisk behandling lämpar sig inte för behandling av plym. 53 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 46: Fjorton modulers modell för Termisk behandling av källzonen under grundvattenytan, geologisk typmiljö III 5.4.7 Fjorton modulers modell för Reduktiv deklorering reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) Figur 47: Fjorton modulers modell för Reduktiv deklorering av källzon och plym, geologisk typmiljö III Stimulerad reduktiv deklorering innebär en omvandling och/eller destruktion av PCE med bakterier. För att kunna bryta ner PCE totalt krävs dels att det är en reduktiv miljö samt att det finns en speciell typ av bakterie. Ofta måste förhållandena läggas tillrätta för att reduktiv deklorering skall åstadkommas. Dels kan det vara frågan om att skapa en reduktiv miljö (något som kan åstadkommas genom tillförsel av lätt nedbrytbart organiskt material typ oljeemulsion, etanol el.l.) dels så kan det vara frågan om att tillsätta en specifik bakteriestam (Dehalococcoides Etanes). Metoden fungerar bäst på löst och adsorberat fas i högpermeabla lager i källzon och plym där det är enklare att skapa en reduktiv miljö samt att distribuera bakterier. Förorening i ångfas kan vara svåra att nå men ångavgången kommer att minska om källstyrkan reduceras. Förorening i fri fas bedöms svår att behandla. Viss effekt kan fås i randzonen mot fri fas. I lågpermeabla material finns det svårighet med att distribuera organiskt material och bakterier. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. 54 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

I Hagfors bedöms metoden främst kunna användas i den sekundära källan vid B19 där mindre andelfinkorniga lager finns. I huvudkällan vid tvätten, där det finns mycket förorening inlagrad i lågpermeabla massor, bedöms metoden inte vara tillämpbar. Metoden är sannolikt tillämpbar på både plymen från huvudkällan och från den sekundära källan vid B19. 5.4.8 Fjorton modulers modell för Porgasextraktion Luftinjektering / Porgasextraktion reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) Figur 48: Fjorton modulers modell för Porgasextraktion - Luftinjektering/porgasextraktion, källzon, geologisk typmiljö III Metoden går ut på att ventilera porgas. När halterna PCE i porgas sjunker kommer PCE att gå över från de andra faserna till porgasen. Metoden fungerar endast i högpermeabla lager ovan grundvattenytan. Om det finns lågpermeabla skikt som är förorenade kommer sannolikt halterna åter stiga till nästan ursprungliga nivåer när saneringssystemet stängs av. Detta beroende dels av att det inte är möjligt att åstadkomma en luftström genom lågpermeabla massor, dels p.g.a. att inlagrad PCE i lågpermeabla lager kommer att diffundera ut till högpermeabla lager, där halterna har minskats genom porgasextraktion, så snart porgasextraktionen upphör. Metoden kan, om PCE förorening finns under grundvattenytan, kompletteras med luftinblåsning under grundvattenytan för att driva av PCE från vattnet som sedan fångas upp med porgasextraktion. Modellen ovan beskriver ett sådant fall. Metoden är främst avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, mindre känslig för mängd i källan. Metoden bedöms inte vara tillämpbar vid huvudkällan i Hagfors då det finns stora mängder PCE inlagrad i lågpermeabla skikt (geologisk typmiljö II). Där kan eventuellt flerfasextraktion användas. Vid den sekundära källan vid B19 kan den kombinerade metoden Luftinjektering porgasextraktion sannolikt fungera. Metoden är oftast inte aktuell att använda i plymen men i Hagfors skulle den kunna användas som en barriär innan Örbäcken. Sammantaget bedöms inte metoderna vara aktuella i Hagfors. 55 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

5.4.9 Fjorton modulers modell för Kemisk oxidation reduktion (nedbrytning/avlägsnande av förorening) Figur 49: Fjorton modulers modell för Kemisk oxidation, källzon, geologisk typmiljö III Kemisk oxidation med kemikalier typ permanganat, peroxid, persulfat, fentons reagens och ozon är mycket effektfulla och ger en snabb nedbrytning av PCE. Metoderna är främst användbara i källområden men vissa mera långlivade kemikalier (permanganat) används även i plymer. Metoden är avhängig av en god distribution i jorden för att kunna oxidera föroreningarna. Speciellt gäller detta i lågpermeabla lager. Det bedöms svårt att få en god inblandning vid huvudkällan. Ofta ses en höjning av halter i grundvatten efter att en åtgärd bestående av kemisk oxidation har utförts i geologisk typmiljö II och III. Det beror på att den kemiska oxidationen endast är verksam under en begränsad tid (till skillnad från kemisk reduktion som är verksam under längre tid). Om inte distributionen är god (vilket ofta är fallet i lågpermeabla lager), kommer relativt stora mängder PCE att förbli obehandlade. Denna PCE kommer sedan att, via diffusion, söka sig mot lager med lägre halter. Bättre förutsättningar bedöms finnas vid den sekundära källan vid B19. Exempel på metod som innebär god inblandning är att använda en stor skruv som mixar kemikalierna in i jordmassan. Denna inblandningsmetod bedöms delvis vara svår att använda i Hagfors p.g.a. byggnader som finns över delar av huvudkällan. Vid den sekundära källan, där förorening inte finns i de översta 10 metrarna, skulle det innebära att minst 10 m jord måste genomborras innan injektering utförs. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. 56 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

5.4.10 Fjorton modulers modell för Jordtvätt in situ (nedbrytning/avlägsnande av förorening) Figur 50: Jordtvätt in situ, källzon, geologisk typmiljö III Vatten med tillsats av lösningsmedel eller tensider, injekteras under markytan för att öka extraktionen av fri fas. I Hagfors, och då speciellt vid huvudkällan, bedöms inte metoden vara tillämpbar p.g.a. stor andel finkorniga material. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. 5.4.11 Fjorton modulers modell för Växtsanering(nedbrytning/avlägsnande av förorening) Figur 51: Fjorton modulers modell för Växtsanering, geologisk typmiljö III Växtsanering sker genom olika processer, typ fytoextraktion, fytoförångning, fytonedbrytningfytostabilisering, stimulerad bionedbrytning i rotzonen. Den används främst i plymer. För att kunna verka krävs det att föroreningen ligger inom räckhåll för växternas rotsystem. I Figur 51 redovisas förhållandena i källa och plym, det är ett stort djup (ca 10 m till grundvattenytan) vilket innebär att metoden inte är användbar för större delar av plymen. I Hagfors bedöms det endast finnas grundvatten tillräckligt nära för att rotsystemet skall nå ner i området intill Örbäcken. Växtsanering bedöms inte vara en aktuell åtgärdsmetod i Hagfors då den sannolikt inte har kapacitet att ta hand om den föroreningsmängd som tillförs Örbäcken. Om metoden skulle ha använts hade det varit lämpligt att etablera en ridå längs Örbäcken. RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 57 (81)

6 Sammanfattning Nedan sammanfattas den konceptuella modellen för Hagforstvätten. Den redovisas m.h.t. geologi/geohydrologi, geologisk typmiljö, föroreningsgrad samt för olika åtgärdsalternativ. 6.1 Geologi - hydrogeologi Hagforstvätten är belägen på isälvsavlagringen i Hagforsåsen, för åsens omfattning i plan se Figur 52. Åsen går i dagen som en tydlig åsformation några hundratals meter NO om tvätten och går vid tvätten ungefär i NO-SV-lig riktning. Vid tvätten finns det sannolikt spår efter en isälvsgrop i isälvsavlagringen som fyllts med finkornigare material (silt/lera). Denna grop har sin största mäktighet på planen söder om tvätten men skiktet når även in under tvätten. Skiktet börjar på några meters djup och når som djupast ca 18 m djupt. Omfattningen på det täta skiktet är inte helt fastlagt. Bedömd omfattning framgår av Figur 53 och Figur 54. Grundvattennivå är belägen på ca 11 m djup. Resultatet är en kropp med finare material som utgör ett lokalt hinder för grundvattenströmningen. Söder om Örbäcken, i området norr om B10, överlagras dock åsen av ett heltäckande skikt av lera. Detta skikt följer med ner mot lågpunkten vid Hagälven. I området strax söder om B19 avlänkas åsen något i västlig riktning p.g.a. högt berggrundsläge i söder. Denna avlänkning bedöms ha satt spår efter sig då vattenhastigheten sannolikt har varit hög. Det kan således förväntas finnas inslag av grövre material (grus/block) inom detta område. Grundvattennivån i detta område är belägen ca 10 m under markytan. Även i vissa borrningar nedströms tvätten och nedströms B19 mot Örbäcken finns det inslag av silt/lera. Skikten förekommer inte i alla borrningar och bedöms inte hänga ihop med skiktet vid tvätten. Sektioner med marknivå, bergnivå och täta skikt redovisas på ritning X04. 6.1.1 Konceptuell geologisk/hydrogeologisk sektion nedströms tvätten Det har upprättats två konceptuella geologiska/hydrogeologiska sektioner över de berörda områdena. Sektionernas lägen framgår av Figur 52. I Figur 53 visas en konceptuell sektion över geologi och hydrogeologi i sektion A, den sektion som passerar genom tvätten, passerar Kb4 vid Örbäcken och slutar vid Hagälven. Sektionen visar en längdsektion längs en grusås. Åsen går norr om tvätten i dagen som en åsbildning, vid tvätten syns inte åsen men avlagringen bedöms i stort bestå av en isälvsavlagring med sand i ytan och grus på större djup. Söder om Örbäcken överlagras åsen av ett heltäckande lerlager. 58 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 52: Läge för de konceptuella geologiska sektionerna A och B Grundvattenströmningen går i åsens riktning vilket innebär mot SV. Grundvattenytan är belägen på ca 11 m djup vid tvätten. Grundvatten läcker ut i Örbäcken ca 300 m nedströms tvätten. Viss mängd grundvatten fortsätter under Örbäcken för sedan att läcka ut i Hagälven som utgör en lågpunkt för åsen ca 850 m nedströms tvätten. Grundvattennivåer framgår av Figur 52. I och med att Hagälven utgör en lågpunkt strömmar det även grundvatten från områden söder om Hagälven mot Hagälven, se Figur 53. RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 59 (81)

Figur 53: Konceptuell geologisk - hydrogeologisk sektion (Sektion A) genom Hagforstvätten mot Örbäcken och Hagälven, sektion NO-SV längs Hagforsåsen. Tjock blå linje är grundvattennivå, tunna blåa linjer är strömlinjer för grundvatten. Observera att Hagälven utgör en lågpunkt för Hagforsåsen inget grundvatten kan transporteras förbi Hagälven. Figur 54: Bedömd utbredning av silt/lerskikt vid huvudkällan. Röda skrafferade området motsvarar bedömd utsträckning på förorening i jord. 60 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

6.1.2 Konceptuell geologisk/hydrogeologisk sektion nedströms B19 I området vid B19, där den andra källan finns, beskrivs geologin enligt Figur 55 (läge, se sektion B i Figur 52). Jordlagren består till stor del av friktionsjordar med sand överst och grus på större djup. I detta område finns vissa inslag av silt/lera men förekomsten bedöms inte vara så stor. Där silt/lera förekommer bedöms den till största delen finnas ovan grundvattenytan. Det finns dock vissa skikt av lågpermeabla massor även under grundvattenytan. Det har vid borrning konstaterats att det finns grövre material mot djupet samt indikationer på block och sprickigt berg. Grundvattennivån är belägen på ca 10 m djup. Vatten från Örbäcken läcker in i ravinen uppströms B19, transporteras genom isälvsmaterialet för sedan att läcka ut i Örbäcken strax nedström Kb1. Viss andel strömmar sannolikt förbi Örbäcken och rinner vidare i SVlig riktning mot Hagälven. Hur mycket som läcker in uppströms B19 är inte känt. Ej heller hur mycket som läcker ut i Örbäcken vid Kb1 respektive strömmar vidare mot Hagälven är känt. Figur 55: Konceptuell geologisk - hydrogeologisk sektion (Sektion B) från Örbäcken vid B19 via Kb1 till MIP1117. 6.2 PCE förorening 6.2.1 Källområden Det finns två kända källområden, dels huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten, dels källan vid brunn B19, se Figur 56. 61 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 56: Huvudkälla vid f.d. Hagfortvätten samt sekundär källa vid B19 (Ungefärlig omfattning). Huvudkällan har bildats direkt från PCE som läckt ner till den underliggande jorden från tvättmaskinerna och hanteringen av PCE i tvättprocessen. Den sekundära källan har tillkommit genom att PCE har avletts till dagvattenledningen. PCE har tillförts grundvattenmagasinet vid B19 dels via den läckande dagvattenledningen men främst via utströmmande dagvatten från dagvattenledningens mynning. Örbäcken, som går i botten av ravinen, har en vattennivå som är högre belägen än grundvattennivån i magasinet vid B19. En del av den föroreningen med PCE som nått Örbäcken har sedan återinfiltrerats till grundvattenmagasinet. I Figur 57 redovisas resultat från en passiv mätning av porgas längs dagvattenledningen samt i slänten ner mot Örbäcken. Där framgår det tydligt att det finns spår av PCE vilket styrker vad som ovan sagts. De två källområden har vardera en tillhörande plym. Från källområdet vid f.d. Hagforstvätten går det en plym som till stor del läcker ut i Örbäcken vid Kb4. Från det sekundära källområdet går det en plym som till stor del läcker ut i Örbäcken vid Kb1. Strax uppströms B19 läcker det vatten från Örbäcken in till grundvattenmagasinet. 62 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Viss mängd PCE fortsätter under Örbäcken vidare ner mot Hagälven i SV-lig riktning. Figur 57: Passiv provtagning längs dagvattenledning mot ravinen vid Örbäcken samt i slänt ner mot Örbäcken (Redovisning av mängd PCE (ng)) Då PCE sannolikt tillförts dagvattenledningen under lång tid bedöms det sannolikt att det tidigare, under tiden tvätten var i drift, har tillförts större mängder per år än de 120 130 som nu kan uppmätas. En del av denna PCE kan ha inlagrats i bäckens bottensediment. Detta har inte undersökts. 6.3 Geologiska typmiljöer - föroreningsgrad Det finns fem typer av geologiska typmiljöer (NRC 2005 och ESTCP 2011) varav typmiljö III: Granulärt media med moderat till hög heterogenitet (isälvsmaterial med inslag av finkorniga skikt) främst återfinns i Hagfors. (Huvudkälla och sekundär källa). Även geologisk typmiljö II: Granulärt media med låg heterogenitet och låg hydraulisk konduktivitet (t.ex. silt/lera) kan tänkas förekomma inom begränsade områden. Omfattningen av silt/lerkroppen vid huvudkällan är relativt väl avgränsad. Lågpermeabla skikt i övrigt i plymerna samt i den sekundära källan är inte väl kartlagt. 63 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Att förstå hur en PCE förorening beter sig i de olika typmiljöerna är av stor vikt när åtgärder skall föreslås. I en geologisk typmiljö III kan heterogeniteten innebära att det finns hydrauliskt stagnanta zoner i systemet. Dessa stagnanta zoner fångar PCE under tiden läckaget pågår för sedan att läcka de åter till den permeabla delen av grundvattenmagasinet. De mera finkorniga partierna har i sig en stor effektiv yta som kan adsorbera större mängder PCE än de grövre materialen i magasinet. Ofta finns det även högre halt organiskt kol i de finkorniga skikten jämfört med vad som finns i de grövre vilket även innebär en större adsorptionsförmåga. PCE kommer via diffusion att leta sig in i de finkorniga lagren och adsorberas där. Om PCE i de grövre skikten saneras, eller tvättas bort av naturlig grundvattenströmning, kommer diffusion från finkorniga lager sakta att diffundera ut till de grövre lagren och således underhålla höga halter i en plym länge efter att fri fas har avlägsnats. En geologisk typmiljö typ II är i princip hydraulisk stagnant. Den primära transportprocessen är via diffusion. PCE som har diffunderat in i de finkorniga massorna kommer under lång tid att kunna underhålla en nedströms plym med höga halter PCE, se förra stycket. Förekomst av PCE i olika faser växlar över tid. I Hagfors har föroreningsförloppet gått långt. Den konceptuella modellen bygger dels på de ovan nämnda geologiska typmodellerna och det faktum att föroreningen är gammal (>20 år). Enligt ESTCP 2011 bedöms föroreningen finnas i ett stadium de kallar medel stadie vilket innebär att > 50 % av fri fas har övergått i andre faser gas, grundvatten och adsorberat på jord. Stora plymer i grundvatten och porgas kan förekomma Det har även, med stöd i ESTCP 2011, framtagits s.k. Fjorton modulers modeller. Det är figurer där information om föroreningsgraden i 4 faser; ångfas, fri fas, löst i grundvatten och adsorberat på jord läggs in. Föroreningsgraden för dessa fyra faser beskrivs för källområdet och plymen dels i lågpermeabla avlagringar, dels i högpermeabla avlagringar. Metoden är en stor hjälp för att beskriva föroreningssituationen och de processer som förekommer i källzonen respektive i plymen. I ESTCP 2011 talas även om tre stadier för föroreningar.föroreningen i Hagfors bedöms återfinnas i medelstadiet där det finns kvar en del fri fas, men merparten (>50 %) har övergått till de andra faserna (löst i grundvatten, adsorberat på jord och ångfas. I detta stadie finns det kraftiga plymer i grundvatten och porgas. 6.3.1 Geologiska typmiljöer vid Huvudkällan (f.d. Hagforstvätten) Vid huvudkällan finns det främst geologisk typmiljö III, se Figur 58. Eventuellt kan man tänka sig att även typmiljö II återfinns i den mäktiga siltkropp som är belägen strax nedströms tvätten. I figuren redovisas även föroreningsgraden i respektive geologisk typmiljö med två st Fjorton modulers modeller. 64 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 58: Geologisk typmiljö vid Huvudkällan med bedömd föroreningsgrad I huvudplymen framgår det tydlig att det finns en stor silt/lerkropp uppe vid huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten. Denna finkorniga avlagring är belägen både över och under grundvattenytan. I plymen nedströms finns det viss förekomst av finkorniga lager både över och under grundvattenytan. 6.3.2 Geologisk typmiljö vid den sekundära källan i området vid B19 Vid B19 är det en geologisk typmiljön III, se Figur 59. Grundvattenmagasinet består främst av grus och sand men det finns lokalt även finare skikt. Föroreningsgraden beskrivs av den Fjorton modulers modellen som ingår i figuren. De lågpermeabla skikten har tonats ner något p.g.a. att vi anser att andelen finkornigt material är relativt liten. Figur 59: Geologisk typmiljö vid B19 med bedömd föroreningsgrad 65 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

6.4 Föroreningsmängder i källområdena Föroreningsmängden PCE har beräknats, med hjälp av bedömd förorenad volym och medelhalt på uttagna prover, till ca 750 kg vid huvudkällan och ca 3 000 kg vid den sekundära källan. Denna uppskattning bedöms, med tanke på att det har uppmätts ett utläckage till Örbäcken på 120 130 kg PCE/år, vara alltför låg och speciellt då vid huvudkällan. Försök har gjorts för att försöka korrelera MIP-sonderingarna med halter i jord för att beräkna mängden. Den mängd som då framkom var ca 100 ton för huvudkällan och ca 6 ton för den sekundära källan. Mängden för huvudkällan anses alltför stor, vid den sekundära källan bedöms storleksordningen vara realistisk men där finns det inta så många MIP-sonderingar att räkna på. Det bedöms, bl.a. med hänsyn till resultaten men även enligt vad som sägs i litteratur, inte vara möjligt att göra denna omvandling. I huvudkällan vid tvätten bedöms det finnas några tiotals ton PCE. Om det finns fri fas kan mängden kraftigt öka. Vid den sekundära källan bedöms mängden uppgå till 10 ton. Vid den sekundära källan har fri fas detekterats. Källan är belägen i en djuphåla i berget som kan medföra att PCE i fri fas fångas. Det finns dessutom ett tunt lager av morän ovan ett sannolikt ytsprickigt berg som innebär att fri fas kan bli mera svåråtkomligt för strömmande grundvatten. Om fri fas har fångats i stor omfattning kan mängden vara väsentligt större. 6.5 Spridning av föroreningar Föroreningsspridningen förklaras med stöd i geologi/hydrogeologi, geologisk typmiljö samt föroreningsförekomst 6.5.1 Spridning av förorening från huvudkällan Vid huvudkällan har PCE, som tidigare beskrivits, avrunnit på infiltrat ner genom och diffunderat in i den silt/lerkropp som är belägen i dödisgropen intill tvätten. Silt/lerkroppen är dels belägen över grundvattenytan, dels under. Föroreningssituationen redovisas som en sektion i Figur 60 och i plan i Figur 61. Den fria fas som tidigare funnits i de högpermeabla lagren, och som då sannolikt utgjorde den största mängden PCE, bedöms ha övergått till andra faser (ångfas, löst i grundvattnet och adsorberat på jorden). En del har diffunderat in i den mäktiga lågpermeabla kropp som finns i området. Vi kan med MIP-sonderingen konstatera att det finns skikt med kraftig förorening (sannolikt residual fri fas i de lågpermeabla skikten) på 7-8 m djup samt på 16-18 m djup. I dagsläget är situationen sannolikt så att PCE diffunderar ut från de lågpermeabla lagren till högpermeabla lager och transporteras bort med grundvatten, vilket innebär att den kraftiga plym som finns nedströms tvätten ständigt tillförs ny förorening. Medelhalten PCE i denna plym är ca 3 300 µg/l. Mängden löst i huvudplymen beräknas vara ca 500 kg. 66 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 60: Konceptuell modell: Spridning av löst PCE från förorening vid Huvudkälla. (Mellan varje vertikalt streck är det 100 m avstånd, horisontellt är det 10 m mellan varje streck skala för höjd är 10 ggr skala för längd). Från källan och från plymen avgår PCE i ångfas. Denna ångfas kan tränga in i hus belägna över källa/plym och skapa problem med inomhusmiljön. Mätningar har utförts i tre privata bostäder samt i f.d. Hagforstvättens lokaler och i den nedan belägna Janssons Lokalservice. Det har konstaterats PCE i låga halter i alla mätpunkter. Halterna är dock under långt under de framtagna riktvärdena förutom i en provpunkt i källaren i Janssons LokalserviceJanssons Lokalservice. Det har vid borrningar redovisats vissa inslag av lågpermeabla lager i plymen. Omfattningen är inte känd men den bedöms inte vara stor. Dessa lågpermeabla lager kommer att laddas med PCE genom diffusion från PCE i plymen. Om källan saneras kommer PCE att diffundera åter till plymen. Om omfattningen av lågpermeabla skikt är stor kan plymens haltnivå komma att upprätthållas även om källan saneras med lyckat resultat. Halterna av nedbrytningsprodukter är låg och grundvattnet är aerobt vilket båda är indikation på att det inte sker nämnvärd naturlig nedbrytning av PCE i plymen. 67 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 61: Föroreningsplymer baserad på halt i grundvatten och utläckage vid Örbäcken. Plym från huvudkälla: röd rosa, Plym från sekundär källa vid B19: röd rosa. Gul punkt visar PCE > 2 000 µg/l i grundvatten samt CHC > 100 µg/l i utläckande grundvatten till Örbäcken. Viss mängd PCE löst i grundvattnet passerar Örbäcken och transporteras ner mot Hagälven där det läcker ut. Sannolikt bryts PCE ner i de mäktiga organiska jordarna som finns vid Hagälven innan grundvattnet nåt ytvattnet i Hagälven. Medelhalten i grundvattnet söder om Örbäcken är ca 75 µg/l. Mängden PCE i grundvattnet söder om Örbäcken beräknas vara ca 50 kg. Det finns ett utläckage av grundvatten till Örbäcken på i storleksordning 120-130 kg PCE/år. Medelhalten i Örbäcken 2010-2011 var 42 µg/l. Från mätning av klorerade alifater i utläckage längs Örbäcken kan det konstateras tre delområden där högre halter förekommer. I sektion Ö20 och Ö40 förekommer höga halter, likaså i sektionerna från Ö140 till Ö200 samt Ö380 och Ö420. (Eventuellt kan de två första områdena med högre halter (Ö20 och Ö40 samt Ö140 till Ö200) indikera att det finns två plymer, en (Ö20 och Ö40) som har sitt ursprung i föroreningarna som går i lösning uppe vid huvudkällan, en (Ö120 till Ö220) som har sitt ursprung i en eventuell sekundär källa i djuphålan vid Örbäcken). Utläckaget i Ö380 och Ö420 har sitt ursprung i den sekundära källan vid B19. Läget för mätpunkterna framgår av Figur 61. 68 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Det kan finnas ett alternativt scenario vid huvudtvätten. Om fri fas har trängt ner till berget i stor omfattning kan denna fria fas rört sig och runnit på berget ner mot en djuphåla vid Örbäcken där det i så fall skapats en sekundär källa med en tillhörande plym. Även i djuphålor i berget på vägen ner mot Örbäcken kan det i så fall ha ansamlats fri fas. Berget i djuphålan har sannolikt en sprickig yta där PCE kan tränga in. Scenariot bedöms inte som sannolikt av två orsaker. Dels har ingen hög halt kunnat konstateras ner mot berget i de borrningar och MIP-sonderingar som utförts vid huvudkällan, dels så indikerar mätning av halterna i Örbäcken att det sker ett utläckage från två plymer dels den nedströms B19 (där ca 2/3 av mängden bedöms strömma ut) och dels från huvudplymen (där 1/3 av mängden bedöms strömma ut). 6.5.2 Spridning av förorening från den sekundära källan Vid den sekundära källan har PCE i fri fas, som tidigare beskrivits, infiltrerat främst vid dagvattenledningens mynning men i viss grad även från hål på ledningen. Föroreningssituationen redovisas som en sektion i Figur 62 och i plan i Figur 61. Merparten av föroreningen återfinns strax ovan berg, dels som fri fas, dels adsorberat och löst i grundvattnet. Det bedöms inte finnas någon stor mängd PCE över grundvattenytan. Lokalt vid dagvattenledningens mynning och till viss grad längs dagvattenledningen bör det dock finnas en viss mängd adsorberat på jorden. Det har konstaterats att fri fas finns strax ovan berget i B19 samt sannolikt i några uppströms MIP-sonderingar. Halterna i grundvattnet är höga. Medelhalten PCE i plymen är ca 9 500 µg/l. Mängden löst PCE i den sekundära plymen beräknas vara ca 500 kg. I dagsläget kan situationen vara så att PCE i fri fas som finns i högpermeabla lager nere mot berget och som i normala fall skulle lösts ut av grundvattenströmmen, inte påverkats i tillräcklig grad så att all fri fas har lösts ut. Detta p.g.a. att grundvattenströmningen i den djuphålan där föroreningen är belägen hindras/bromsas av den bergtröskel som är belägen nedströms källan mellan B37 och B38. Vid borrningen av B19 kunde det även konstateras att det finns ett tunt moräntäcke under gruset ovan berg med lägre genomsläpplighet. Borrningarna som utförts med Jord-Berg sondering kan även indikera att berget är något ytsprickigt och löst i ytan. Detta innebär att fri fas kan tränga in i morän och sprickor i berget och på så sätt bli mera svåråtkomlig för utlösning i strömmande grundvatten. RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL 69 (81)

Figur 62: Konceptuell modell över föroreningsspridning i området vid B19. Observera att höjdskala är 10 ggr längdskalan. 6.6 Bedömd föroreningssituationer i Hagfors 6.6.1 Bedömd föroreningssituation vid huvudkällan i Hagfors Vid huvudkällan bedöms det genom tiderna ha spridits en stor mängd förorening. Föroreningssituationen beskrivs i ett tidigt stadie enligt Figur 63. Merparten av föroreningen finns i högpermeabla lager i form av fri fas, sannolikt även i löst fas, viss påverkan på andra faser i det högpermeabla lagret samt på alla faser i de lågpermeabla lager. Plymen har inte hunnit bli speciellt förorenat än. Figur 63: Tidig stadie för föroreningen (1970-1980 tal) vid huvudkällan i Hagfors (Geologisk typmiljö III) 70 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Huvudkällan har åldrats sedan de största utsläppen. Främst har förorening trängt in i de lågpermeabla lagren vilket illustrerats med minustecken i Figur 64. Även i de högpermeabla lagren eftersträvas en jämvikt mellan faser. Vad som dock påverkar de högpermeabla lagren är att föroreningen i fri fas och även till dels i löst fas tvättas ur av det stora grundvattenflödet. Förorening som lämnar huvudkällan läcker ut till plymen där jämvikt eftersträvas. Viss mängd löst förorening transporteras till Örbäcken där den läcker ut. Figur 64: Omvandling från tidigt stadie till medelstadium för huvudkälla. Prosesser som påverkar är dels strävan efter jämvikt mellan olika faser, urtvättning av fri fas och löst fas från högpermeabla lager vilket innebär läckage till plym där fasjämvikt eftersträvas. Fortfarande bedöms det finnas en stor mängd förorening kvar i huvudkällan. I lågpermeabla skikt bedöms föroreningsmängden vara potentiellt stor stor i alla faser. I högpermeabla lager bedöms i dagsläget fri fas ha tvättats bort av grundvattenströmmen och föroreningsgraden bedöms således vara liten. Grundvattenföroreningen bedöms vara potentiellt stor medan föroreningsgraden på adsorberat på jord samt i porgas bedöms som stor. Dagens föroreningssituation illustreras i Figur 65. Förorening i stora mängder förekommer både över och under grundvattenytan vid huvudkällan. I plymen är föroreningshalten i grundvattnet stor medan föroreningsmängden är måttligt stor. Per definition kan det inte finnas förorening i fri fas i plymen. Sannolikt är både föroreningsmängden i ångfas och adsorberat till jord liten. Den adsorberade mängden kan dock, speciellt om förorenat grundvatten passerat nära lågpermeabla lager, vara potentiellt stor. Figur 65: Dagens föroreningssituation (medelstadie) vid huvudkällan i Hagfors (Geologisk typmiljö III) 71 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

6.6.2 Bedömd föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 i Hagfors Vid den sekundära källan intill B19 är situationen annorlunda än vid huvudkällan.den största skillnaden är att föroreningen främst förekommer under grundvattenytan och då gärna nära bergets överyta. Vidare skiljer sig sannolikt geologin åt på så sätt att det inte finns så mycket lågpermeabla lager under grundvattenytan vid B19. Vad som även är speciellt vid B19 är att föroreningen har hamnat i en djuphåla i berget vilket innebär stor risk för att föroreningen har fångats som fri fas. Föroreningsgraden bedöms vara stor i främst fri fas men även i adsorberad fas. Grundvattenhalterna är höga men mängden bedöms måttlig. Föroreningen bedöms främst föreligga i högpermeabla lager. De högpermeabla lagren har sannolikt inte tvättats ut på samma sätt som vid huvudkällan då föroreningen är fångad i en djuphåla i berget. Föroreningegraden i ångfas bedöms vara måttliga. Vid B19 återfinns föroreningen främst på ca 20 m djup under ca 10 m vatten vilket kan innebära och förutsättningarna för att PCE skall förångas är små. Figur 66: Dagens föroreningssituation vid den sekundära källan vid B19 (medelstadie) i Hagfors. Geologisk typmiljö III Föroreningshalten i grundvattnet i plymen bedöms som hög medan mängden bedöms som måttligt hög. Potentiellt stor föroreningsmängd finns adsorberat i plymen. 6.7 Möjliga åtgärdsalternativ Förorening med klorerade alifater typ PCE är komplexa då föroreningen kan förekomma i många faser som är avhängiga av varandra, se Figur 32. Om sanering av PCE genom t.ex. porgasextraktion utförs kommer PCE att överföras från eventuell fri fas, från vattenfas och adsorberat fas till gasfas för att återställa jämvikt. 72 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Figur 67: Fasfördelning och jämviktskonstanter (NV 2007) I NRC 2005 har det framtagits en Fjorton modulers modell (Fourteen Compartment Model), se Figur 68. I den redovisas dels de olika faser (ångfas, fri fas, löst fas och adsorberad fas) som försöker stå i jämvikt enligt vad som visas i Figur 32. Dels så har tabellen delats upp på lågpermeabla och högpermeabla zoner i källområdet och i plym. Det innebär 14 olika moduler (två moduler, de som representerar fri fas i plym, är per definition inte aktuella). Fjorton modulers modellen kan sägas vara en modell som ger en enhetligt syn på föroreningssituationen av klorerade alifater i olika geologiska typmiljöer. Figur 68: Fjorton modulers modell (Fourteen Compartment Model I ESTCP 2011 talas om tre stadier för plymer: tidigt stadie (strax efter utsläpp, merparten PCE finns som fri fas) medel stadie (ca 50 % av fri fas har övergått i andra faser gas, grundvatten och adsorberat på jord). Stora plymer i grundvatten och porgas kan förekomma sent stadie, ingen fri fas finns. Plymer i permeabla zoner kan underhållas av desorbtion back diffusion från lågpermeabla zoner under grundvattenytan (främst) i källzonen och i plym. Föroreningen i Hagfors bedöms återfinnas i ett medelstadie (fri fas finns, kraftiga plymer i grundvattnet finns) 73 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

6.8 Beskrivning av åtgärdsmetoder ut från Fjorton modulers modell Fjorton modulers modellen har nedan använts för att konceptuellt beskriva olika åtgärdsmetoders användbarhet på föroreningssituationen i Hagfors. Närmare beskrivning av åtgärdsmetoderna finns i NV 2009. Vad som är viktigt att beskriva är hur massfluxen från plymen kommer att påverkas (minskas) och hur föroreningsgraden (föroreningshalt) i plymen kan förväntas bli efter åtgärden. Massflux från källzonerna kan reduceras genom inneslutning ( containment ) vilket kan bestå av fysiska barriärer, avskärande pumpning, permeabla reaktiva barriärer mm. Om åtgärden genomförs och lyckas fullt ut upphör fluxen momentant och det blir ett permanent skydd för nedströms grundvattenmagasin. Alternativet till inneslutning är nedbrytning/avlägsnande av föroreningen. Exempel på typ av åtgärd där föroreningen avlägsnas typ bortschaktning, markventilation mm. Exempel på åtgärder som bryter ner föroreningen är in situ kemisk reduktion/kemisk oxidation, reduktiv deklorering mm. Metoderna nedan har indelats i dessa två grupper. I de efterföljande figurer med Fjorton modulers modell har föroreningsgraden lagts in motsvarande den föroreningssituation som bedöms finnas vid huvudkällan vid f.d. Hagforstvätten. Föroreningsgraden redovisas i 5 steg enligt Figur 69. I varje figur redovisas föroreningsgraden innan, effekten av åtgärd (i fem steg från ingen effekt till mycket god effekt) samt föroreningsgrad efter åtgärd, beräknad som föroreningsgrad innan minus effekt av åtgärd. Beträffande effekt av åtgärd har den högst satts till en siffra motsvarande föroreningsgrad innan. Saneringseffekten bedöms utifrån förutsättningen att åtgärden når ut till 100 % av den föroreningsmängden som avses behandlas. Denna förutsättning kan vara svår att uppfylla, speciellt om det finns betydande inslag av finkorniga lager. Beskrivningen av föroreningssituationen har utförts enligt ESTCP 2011. Där anges att det är ungefär en tiopotens som skiljer föroreningsgraden åt mellan de olika nivåerna. Föroreningsgraden bedöms genom halter i grundvattnet. Se Figur 69 för förklaring samt redovisning av reningsgrad. Figur 69: Föroreningsgrad och ungefärlig motsvarande halt i grundvatten 74 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

6.9 Möjliga åtgärder i Hagfors Det finns ett antal åtgärder som kan användas i Hagfors. Antalet som kan användas vid huvudkällan är mindre än antalet vid B19 p.g.a. komplex geologi vid huvudkällan. Vid huvudkällan och i den sekundära källan kan kemisk reduktion (se Figur 70) och termisk behandling (se Figur 72 och Figur 73) sannolikt fungera. Vidare kan reduktiv deklorering (se Figur 74) och kemisk oxidation (se Figur 71) fungera för den sekundära källan samt för plymerna. 6.9.1 Kemisk reduktion Kemisk reduktion är sannolikt en bra metod för förhållandena i Hagfors. Om den genomförs med samtidig injektion av nanojärn i emulgerad olja eller nanojärn i aktiverat kol kommer metoden även att ha en effekt där PCE binds till det organiska materialet innan det bryts ner. Ett annat alternativ är att blanda in nanojärn tillsammans med lera (ZVI- Clay). Leran hindrar genomströmning av grundvatten, nanojärnet bryter ner föroreningen. Ett bra resultat bygger på att nanojärnet kan fördelas väl i jordlagren. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. Figur 70: Fjorton modulers modell för Kemisk reduktion i källzon och plym, geologisk typmiljö III I Hagfors innebär speciellt den betydande heterogeniteten vid huvudkällan ett stort problem för en lyckad inblandning. Åtgärden är sannolikt enklare att tillämpa i den sekundära källan. Metoden är snabb då den dels binder PCE föroreningen momentant, dels bryter ner den på sikt. Exempel på metod som innebär god inblandning är att använda en stor skruv som mixar kemikalierna in i jordmassan. Denna inblandningsmetod bedöms delvis vara svår att använda vid huvudkällan i Hagfors p.g.a. att byggnader finns över delar av huvudkällan samt stort djup. Vid den sekundära källan, där förorening inte finns i de översta 10 metrarna utan främst återfinns mot berget på 20 28 m djup, skulle det innebära att minst 10 m jord måste genomborras innan injektering utförs samt att borrningarna. 75 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

En barriär av nanojärn innan Örbäcken anses vara en effektiv åtgärd för att förhindra spridning till Örbäcken. Den behöver sannolikt förnyas efter några tiotals år för att behålla sin effektivitet. 6.9.2 Kemisk oxidation En annan metod som bedöms kunna användas i Hagfors är kemisk oxidation. Kemisk oxidation med kemikalier typ permanganat, peroxid, persulfat, fentons reagens och ozon är mycket effektfulla och ger en snabb nedbrytning av PCE. Metoderna är främst användbara i källområden men vissa mera långlivade kemikalier (permanganat) används även i plymer Metoden är avhängig av en god distribution i jorden för att kunna oxidera föroreningarna. Speciellt gäller detta i lågpermeabla lager. Det bedöms extra svårt att få en god inblandning vid huvudkällan. Det kan ofta bli frågan att utföra injektion vid ett antal tillfällen. Ofta erfaras en höjning av halter i grundvatten efter att en åtgärd bestående av kemisk oxidation har utförts i geologisk typmiljö II och III. Det beror på att den kemiska oxidationen endast är verksam under en begränsad tid (till skillnad från kemisk reduktion som är verksam under längre tid). Om inte distributionen är god (vilket ofta är fallet i lågpermeabla lager), kommer relativt stora mängder PCE att förbli obehandlade. Denna PCE kommer sedan att, via diffusion, söka sig mot lager med lägre halter. Bättre förutsättningar bedöms finnas vid den sekundära källan vid B19. Beträffande inblandning så kan den förbättras på samma sätt som för kemisk reduktion med hjälp av en stor skruv för inblandning. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. Figur 71: Fjorton modulers modell för Kemisk oxidation, källzon, geologisk typmiljö III 6.9.3 Termisk behandling Det finns en tredje, mycket kraftfull åtgärdsmetod, med bra utsikt att nå goda resultat ovan grundvattenytan och det är termisk behandling, se Figur 72. Termisk behandling kan ske genom uppvärmning med ånga, uppvärmning med elektrisk konduktivitet och 76 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

med elektrisk resistivitet. För alla metoderna innebär uppvärmningen att PCE mobiliseras (uppvärmning till perazetropen på +87 o C eftersträvas varvid PCE/vatten övergår från vätskefas till ångfas, ångan upptar en mycket större volym än vätskan och den läcker ut till högpermeabla lager = mobiliseras). Den höga temperaturen innebär således att PCE i ångfas mobiliseras och saneringen sker då genom porgasextraktion. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan Figur 72: Fjorton modulers modell för Termisk behandling av källzonen ovan grundvattenytan, geologisk typmiljö III Termisk behandling anses vara en metod med hög saneringsgrad (ca 95-99 %). Den ger en hög saneringseffekt för alla faser både i lågpermeabla och högpermeabla jordar om den har utformats rätt. Metodens effektivitet bedöms mycket god ovan grundvattenytan både i geologisk typmiljö II och III. Figur 73: Fjorton modulers modell för Termisk behandling av källzonen under grundvattenytan, geologisk typmiljö III Under grundvattenytan, och speciellt om grundvattenströmningen är stor (vilket kan förväntas i Hagfors) begränsas effektiviteten då det är svårt att tillföra tillräckligt med energi för att värma jorden tillräckligt, se Figur 73. Om det skulle användas en termisk metod under grundvattenytan i Hagfors krävs sannolikt att ånginjektion används då det är den metod som kan avge störst mängd energi per m borrning. 77 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Ovan grundvattenytan kan konduktiv uppvärmning vara ett bra alternativ. En termisk metod (ånginjektion) användes 2003-2004 för föroreningen under tvättmaskinerna (ovan grundvattenytan) med bra resultat. Termisk behandling lämpar sig inte för behandling av plym. Metoden är kostbar. 6.9.4 Reduktiv deklorering Stimulerad reduktiv deklorering innebär en omvandling och/eller destruktion av PCE med bakterier. För att kunna bryta ner PCE totalt krävs dels att det är en reduktiv miljö samt att det finns en speciell typ av bakterie. Ofta måste förhållandena läggas tillrätta för att reduktiv deklorering skall åstadkommas. Dels kan det vara frågan om att skapa en reduktiv miljö (något som kan åstadkommas genom tillförsel av lätt nedbrytbart organiskt material typ oljeemulsion, etanol el.l.) dels så kan det vara frågan om att tillsätta en specifik bakteriestam (Dehalococcoides Etanes). Figur 74: Fjorton modulers modell för Reduktiv deklorering av källzon och plym, geologisk typmiljö III Metoden fungerar bäst på löst och adsorberat fas i högpermeabla lager i källzon och plym där det är enklare att skapa en reduktiv miljö samt att distribuera bakterier. Förorening i ångfas kan vara svåra att nå men ångavgången kommer att minska om källstyrkan reduceras. Förorening i fri fas bedöms svår att behandla. Viss effekt kan fås i randzonen mot fri fas. I lågpermeabla material finns det svårighet med att distribuera organiskt material och bakterier. I Hagfors bedöms metoden främst kunna användas i den sekundära källan vid B19 där mindre andelfinkorniga lager finns. I huvudkällan vid tvätten, där det finns mycket förorening inlagrad i lågpermeabla massor, bedöms metoden inte vara tillämpbar. Metoden är sannolikt tillämpbar på både plymen från huvudkällan och från den sekundära källan vid B19. 78 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. Information om grundvattnets redoxstatus behövs. Sweco Infrastructure AB GeoMiljögruppen Karlstad 79 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

Referenser (För de referenser som utförts under Viak och VBB VIAK tiden används för enkelhetens skull Sweco (dagens namn på företaget) som referens) HK 1985: Nv 1992 Lst 1994: Erfahrung mit der Entgasung des Bodens bei CWK-kontaminierten Standdorten, Planung von Absaungsystemen zur Fruerkennung bzw. Verhinderung eniner kontamination. Regeringsbaurat Horst Kugele, Wasserwirtschaftsamt Heideelberg. Naturvårdsverkets allmänna råd 95:5. Kemtvättar. Vägledning för prövning och tillsyn enligt miljöskyddslagen Företagsjournal, Landstingets tvätteri Textilservice. Nedlagd 1993. Urdrag 1994-02-24 Sweco 1994: Landstingstvätten i Värmland. Undersökning av markförorening vid f.d. kemtvättanläggning i Hagfors. VM5-93618, 1994-11-14 Sweco1996: Länsstyrelsen i Värmlands län. Undersökning av förorenat grundvatten vid f.d. Landstingstvätten i Hagfors. 15140006. 1996-11-06 Sweco 1997: Landstinget i Värmland, textilservice. Sanering av perkloretylen vid f.d. kemtvätt i Hagfors. 97360. 1997-02-24 Sweco 2001: länsstyrelsen i Värmlands län. Hagforstvätten, sanering av perkloretylen.. Nulägesrapport. 1544147000. 2001-02-05 Lst 2003: Länsstyrelsen i Värmland. Ansvarsutredning Landstingstvätten i Hagfors, Underåsen 5, Hagfors kommun. 2003-03-14, 577-10206-00, 1783-100 Sweco 2003: Hagfors kommun. Hagforstvätten. Lägesrapport kall sanering av perkloretylen. Uppdragsnummer 154.4157 000. Sweco Karlstad 2003-11-05 Lst 2004: Länsstyrelsen i Värmland. Revidering av ansvarsutredning Landstingstvätten i Hagfors, Underåsen 5, Hagfors kommun. 2004-05-06, 577-10206-00, 1783-100. Dnr 642-6411-00 Sweco 2005: Hagfors kommun. Hagforstvätten. Termisk insitu-sanering av perkloretylen, avslutande rapport. Uppdragsnummer 154.4157 000. Sweco Karlstad 2005-02-08 Sweco 2006 HAGFORSTVÄTTEN, GRUNDVATTEN. AVGR GV-FÖRORENING ÖRBÄCKEN. SGU. 2334705000. 2006-10 NV 2007: Hållbar sanering. Klorerade lösningsmedel Identifiering och val av efterbehandlingsmetod. NV rapport 5663, februari 2007. Sweco 2008: SGU. Hagforstvätten, komplettering av grundvattenrör, uppföljning av grundvattenmagasin 2008. Uppdragsnummer 133.1060 000. Sweco Karlstad 2008-12-18 80 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

NV 2009: Att välja efterbehandlingsåtgärd. En vägledning från övergripande till mätbara åtgärdsmål. NV5978, september 2009. Sweco 2010a: Hagforstvätten (Underåsen 5). Sammanställning av utförda undersökningar och sanering samt bedömning av hur mycket som fattas för att göra en komplett huvudstudierapport. Uppdragsnummer 233.5189 000. Sweco Karlstad 2010-04-28 Sweco 2010b: Hagforstvätten (Underåsen 5). Förslag till vidare arbete. Uppdragsnummer 233.5189 000. Sweco Karlstad 2010-06-24 Sweco 2011a: PCE-förorening Hagfors, lägesrapport. Sweco Karlstad 2011-02-28 Sweco 2011b: PM Statistisk bearbetning av analysresultat över tid i grundvattenmagasinet nedströms Hagforstvätten. Sweco Karlstad 2011-06-20 Sweco 2011c: PCE-förorening Hagfors. Kompletterande undersökning 2011. Sweco Karlstad 2011-++-++. NRC 2005: National Research Council (NRC), 2005. Contaminants in the Subsurface: Source Zone Assessment and Remediation, National Academies Press, Washington, D.C.) Ejlskov 2010: SGU Hagforstvätten. Uddeholmsvägen 10, Hagfors. MIP-undersøgelse. Geoprobe Datarapport. Ejlskov A/S 2010-12-21 Ejlskov 2011a:SGU Hagforstvätten. Uddeholmsvägen 10, Hagfors. Supplerende MIPundersøgelse Geoprobe Datarapport. Ejlskov A/S 2011-10-08 Ejlskov 2011b:SGU Hagforstvätten. Uddeholmsvägen 10, Hagfors. Geologisk model/kortlægning af siltlag. Ejlskov A/S 2011-12-01 IMPAKT 2010:Refraktionsseismiska Mätningar vid gamla Hagforstvätten i Hagfors. IMPAKT geofysik 2010-11-03 ESTCP 2011: Decision guide. A Guide for Selecting Remedies fopr Subsurface Releases of Chlorinated Solvents ATV 2012 Temadag Fri fas (DNAPL) 81 (81) RAPPORT BILAGA 6 HAGFORSTVÄTTEN, KONCEPTUELL MODELL

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 SGU HAGFORSTVÄTTEN Fördjupad riskbedömning Johanna Leback Jan Embretsen (Sofia Rolén 2008) 2008-12-18 Reviderad Uppdragsnummer 1331060 SWECO Gjörwellsgatan 22 Box 34044, 100 26 Stockholm Telefon 08-695 60 00 Telefax 08-695 60 10 Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 1 Inledning 1 1.1 Orientering 1 1.2 Syfte och frågeställning 1 1.3 Avgränsning 1 2 Konceptuell modell 2 2.1 Utläckage 5 2.2 Övergripande åtgärdsmål 6 2.3 Skyddsobjekt 6 2.4 Aktuella föroreningar och media 8 2.5 Exponering 8 2.6 Toxicitet människor 8 2.7 Toxicitet miljö 12 2.7.1 Skydd av grundvatten 13 2.7.2 Skydd av ytvatten 13 2.7.3 Vattendirektivet 14 3 Geologi Hydrogeologi 16 3.1 Geologi hydrogeologi huvudkälla. 16 3.2 Geologi hydrogeologi, sekundära källan vid B19. 21 3.3 Påverkan på Örbäcken 22 3.3.1 Påverkan från sekundära plymen respektive huvudplymen. 22 3.4 Spädningsfaktor Örbäcken 23 4 Beräkning av ångtransport från grundvattnet 23 4.1 Utspädningsfaktor med avseende på ångtransport 23 4.2 Grundvattenbildningens betydelse för avgång av PCE-ångor till porluft i den omättade zonen 25 4.3 Geologins betydelse för ångtransport 25 4.4 I beräkningen använd utspädningsfaktor 27 4.5 Jämförelser mellan uppmätta halter i grundvatten och i porluften 28 5 Bedömning 29 5.1 Platsspecifika riktvärden 31 5.1.1 Riktvärden med avseende på hälsa 31 5.1.2 Riktvärden med avseende på miljö och vattendirektiv 33 5.2 Jämförelse mellan hälsobaserade riktvärden och uppmätta halter 34 5.2.1 Risker förknippade med eventuellt dricksvattenintag 36 5.3 Jämförelse mellan miljöbaserade riktvärden och uppmätta halter 37 6 Slutsats 38 6.1 Platsspecifika riktvärden som underlag för mätbara åtgärdsmål 39 7 Referenser 41 SWECO Gjörwellsgatan 22 Box 34044, 100 26 Stockholm Telefon 08-695 60 00 Telefax 08-695 60 10 Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 1 Inledning 1.1 Orientering I Hagfors bedrevs det en kemtvätt i perioden ca 1970 1993. Under den första perioden ägdes tvätten av staten genom FFV (1970 1979), sedan övertog en privat ägare, Värmlandstvätteri industritvätt AB, lokalerna och verksamheten (1979 1989). Värmlandstvätt har gått i konkurs. Landstingstvätten övertog verksamheten 1989 och drev den till 1992/93 då den lades ner. Enligt uppgift var tvätten Nordeuropas största kemtvätt under 1970-80 talet. Tvätten var belägen på den grusås som går genom Hagfors. Det har konstaterats stora föroreningar i jorden under tvätten och i grundvattenmagasinet. Det har utförts sanering av jorden vid tvätten i två omgångar som sammantaget har resulterat i att totalt 7 ton PCE sanerats. I grundvattenmagasinet har ingen sanering utförts. 1.2 Syfte och frågeställning Syftet med riskbedömningen är att identifiera och kvantifiera eventuella risker förknippade med den föroreningssituation som konstaterats inom området. Utifrån resultatet av riskbedömningen identifieras eventuellt behov av riskreduktion inom området. 1.3 Avgränsning Inom området har förorening i form av klorerade lösningsmedel påträffats i jord, porluft och inomhusluft, samt yt- och grundvatten. I föreliggande riskbedömning har risker förknippade med förorening i inomhusluft/porgas, grundvattnet och ytvatten behandlats. I framtagande av riktvärden har ingen hänsyn tagits till intag av dricksvatten från egen brunn i området. Det finns idag inga uppgifter om privata brunnar inom området. Provtagningsbrunn B6 har dock använts som dricksvattenkälla (det har hängt en skopa bredvid brunnen). Ägare för fastigheten där denna brunn är placerad har blivit informerad om att det är olämpligt att använda brunnsvattnet för in- SGU Reviderad Hagforstvätten 1 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 tag, samt för bevattning. Halterna i denna brunn är låga, någon till några mikrogram/liter. Vid mätningar 1996 uppmättes dock Vinylklorid i en halt av 100 µg/l i denna brunn. I dagsläget kan dock inte Vinylklorid detekteras. Med bakgrund av ovanstående har inte risker förknippade med intag av dricksvatten från platsen eller bevattning 1 med grund och ytvatten beaktats vid framtagande av riktvärden Genomförda beräkningar har utförts utifrån den svenska modellen för riskbedömningar (Naturvårdsverket 2009, 1998 samt 1996). Den innebär en rad olika förenklingar och säkerhetsfaktorer. Huvuddelen av toxikologiska och fysikaliska data har hämtats från Naturvårdsverkets vägledningar. Där data saknats i Naturvårdsverkets källor har utländsk data från Nederländerna och USA använts. Riskbedömningen avser dagens föroreningssituation, samt risker i ett långtidsperspektiv. En eventuell förändring av Hagfors som samhälle förändrar dock de antaganden som riskbedömningen baseras på och därmed även de slutsatser som dras. Om detta skulle ske rekommenderas att riskbedömningen uppdateras. Ingen hänsyn har tagits till eventuell bevattning med vatten från bäcken. Om sådan är aktuell bör specifik beräkning utföras för detta. 2 Konceptuell modell Inledningsvis i riskbedömningen upprättas en konceptuell modell för området vilket sedan får ligga till grund för den fortsatta riskbedömningen. I Figur 1 nedan illustreras den konceptuella modellen som riskbedömningen baseras på. I den konceptuella modellen identifieras: Skyddsobjekt för vilka riskerna skall bedömas Aktuella media (ex jord, grundvatten, porluft) Föroreningar som är styrande för risken Exponering inom och utanför området 1 Bevattning med förorenat grundvatten kan innebära ångtransport av flyktiga föroreningar, kontaminering av grönsaker, och påverkan på eventuellt betande kreatur. SGU Reviderad Hagforstvätten 2 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 När den konceptuella modellen sammanställs görs en insamling av och utvärdering av aktuella toxicitetsdata. Dessutom görs en platsspecifik exponeringsanalys. Modelluppställningen baseras på Naturvårdsverkets modell för generella riktvärden (Naturvårdsverket, 2009). Frigörelse-/ Föroreningskällor spridningsmekanismer Exponeringsvägar Skyddsobjekt Ytlig mark- Utlakning till Hudkontakt Människor Miljö Naturresurser förorening grundvatten och jord ytvatten Djupt liggande Intag av jord markförorening Spridning via Boende på platsen: Mark- Grundvatten grundvatten -Vuxna ekosystem Inandning -Barn Markförorening damm under grund- Spridning via vattenyta ytvatten Regelbundet verk- Inandning av samma på platsen: ånga från jord -Vuxna Förorening Förångning -Barn Ytvatten- Ytvatten i grundvatten ekosystem Intag av dricks- Vinderosion vatten Besökande: Förorening -Vuxna i sediment -Barn Vattenerosion, Intag av frukt, ras och skred bär, svamp, Förorening rot- & grönsaker Närboende: som fri fas -Vuxna Sediment- Övrigt Frifasspridning -Barn ekosystem Intag av fisk Förorening finns i/omkring: Upptag i växter Övrigt -Lagringstankar Bevattning Inga människor -Rörledningar bor direkt vid käll- -Avfall/deponi Övrigt områdena. När- -Ledningsgravar Avgång från Intag av mjölk, boende finns -Övrigt ytvatten kött och ägg dock som bor Övrigt plymens utbredning. Pågående verksamhet Övrigt Hudkontakt med sediment Övrigt En känd brunn (B6 vid Hagälven) har tidvis använts för uttag av dricksvatten. Vattnet i brunnen har låga halter. Figur 1: Konceptuell modell för riskbedömning avseende klorerade föroreningar inom Hagfors. Inga människor bor direkt på källan, men det finns dock närboende som bor över plymens antagna utbredning. Den konceptuella modellen kompletteras av Figur 2 som visar inom vilka delar av området förorening har påträffats och i vilka halter föroreningen förekommer i grundvattnet. En komplett beskrivning av föroreningssituationen återfinns i huvudrapporten. En konceptuell modell finns även för föroreningskällor och spridning. Denna redovisas i separat bilaga till huvudrapporten. SGU Reviderad Hagforstvätten 3 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Figur 2 Föroreningssituation i grundvatten inom Hagfors. Röd färg indikerar PCEhalter över 1000 µg/l, gul färg PCE-halter mellan 100-1000 µg/l och turkos färg PCEhalter mellan 10-100 µg/l. Det röda strecket indikerar sektionen mellan MIP1124 och Ö520m som hänvisas till i Figur 3 nedan. Föroreningen finns dels i en huvudkälla vid tvätten samt i en sekundär källa vid utloppen från en dagvattenledning som leder från tvätten. Från huvudkällan och sekundärkällan har föroreningen sedan spritt sig utanför källområdet med grundvatten vilket illustreras av de röda plymerna i bilden ovan. I Figur 3 finns den konceptuella modellen beskriven som flödesschema med halter. Vidare beskrivning av hur massfluxen beräknats finns i huvudrapporten. SGU Reviderad Hagforstvätten 4 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Figur 3: Sammanställning av massflux för PCE i sektionen mellan MIP1124 och Ö520m samt i Örbäcken, avgång via porgas mm (avrundade siffror). 2.1 Utläckage Klorerade föroreningars densitet är högre än vattnets, lösligheten är låg, men lösta föroreningar har hög mobilitet och de är flyktiga. Dessutom är den biologiska nedbrytningen av PCE ofta låg i jord och grundvatten, särskilt vid aeroba (syrerika) förhållanden. Vid reduktiva (syrefattiga) förhållanden kan nedbrytning förekomma. Klorerade lösningsmedel kan transporteras som en separat (fri) fas genom jordlager och grundvatten, vilken bromsas upp först när kapillära krafter kan binda vätskan eller när den hindras av ett tätt lager. Transporten av fri fas kan ske mycket snabbt och nå stora djup. Efter passagen av en fri fas kvarlämnas rester av lösningsmedlet i porer eller sprickor i SGU Reviderad Hagforstvätten 5 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 form av droppar och tunna strängar. Sådana rester och eventuellt förekommande ansamlingar på täta lager utgör källområde från vilket långsam utlösning sker via diffusion till förbipasserande grundvatten. Den vidare spridningen i grundvattnet av lösta föroreningar eller eventuella nedbrytningsprodukter sker relativt snabbt, eftersom klorerade alifatiska kolväten generellt sett binds dåligt till jordpartiklar. Även om lösligheten i vatten är låg kan påverkan på grundvatten på grund av detta bli betydande. Naturlig nedbrytning kan ske i grundvatten beroende på de platsspecifika förhållandena. Nedbrytningen sker dock vanligtvis mycket långsam, och om den äger rum kan den vara ofullständig och leda till ackumulation av toxiska nedbrytningsprodukter. Sammantaget innebär detta att en förorening av klorerade lösningsmedel kan ha stor uthållighet (decennier till sekel) och leda till omfattande påverkan (Englöv mfl, 2007). 2.2 Övergripande åtgärdsmål Riskbedömningen baseras huvudsakligen på de övergripande åtgärdsmålen för området. Dessa definierar skyddsobjekten i området, samt vilken skyddsnivå som avses. Vidare definierar de övergripande åtgärdsmålen även hur området avser att användas. De av Sweco föreslagna övergripande åtgärdsmålen är: Människor ska kunna vistas i lokaler och bostäder längs med plymen utan risk för hälsan (både med avseende på inandning av ånga från de klorerade kolvätena som vid en eventuell bildning av fosgen i samband med svetsning). Ytvattnet i Örbäcken ska inte påverkas i den grad att det akvatiska livet störs. Kraven enligt grund- och ytvattendirektiven 2 ska uppfyllas 2.3 Skyddsobjekt De skyddsobjekt som har identifierats presenteras i Tabell 1. Den förorenade grundvattenplymen från den primära källan (huvudkällan) sträcker sig under byggnader som används till bostadsändamål och 2 Europaparlamentet och rådets direktiv om miljökvalitetsnormer inom vattenpolitikens område (2000/06/EG) SGU Reviderad Hagforstvätten 6 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 byggnader där det bedrivs industriell verksamhet. Plymen från den sekundära källan vid B19 berör inga byggnader. Huvuddelen av föroreningen ligger djupare än två meter vilken endast bedöms ge en mycket liten påverkan på markekosystemen samt träd med djupa rötter. Markmiljö vid tvätten bedöms med dagens användning inte aktuellt att skydda på grund av tidigare industriell verksamhet. Vid B19 kan det finnas förorening ytligt i slänten men denna yta bedöms som försumbart liten och på grund av den branta slänten är växtligheten mycket sparsam i denna punkt. Efter en eventuell sanering kan dock ett skyddsbehov finnas för marken vid tvätten och slänten. Hagforsåsen har tidigare använts som dricksvattenresurs. Grundvattenförekomsten faller under vattendirektivet där det definieras som en vattenförekomst vilket bland annat innebär att det skall hålla en god kemisk status (Vattenmyndigheten, 2012). I ett långtidsperspektiv (100-tals till 1000-tals år) har grundvattnet ett eget skyddsvärde som naturresurs, samt indirekt genom att föroreningar i grundvattnet kan (vilket sker i dag) spridas till Örbäcken och bidra till en höjning av den naturliga antropogena bakgrundsnivån. För att erhålla ett långsiktligt skydd för Örbäcken krävs därmed att även grundvattnet skyddas. Örbäcken definieras inte som en vattenförekomst men faller ändå in under direktivet vilket bland annat innebär att den skall hålla god kemisk status. Inga uppgifter har framkommit om att bäcken för övrigt skulle utgöra ett särskilt värdefullt ekologiskt system. Ekosystemet i vattnet avses ändå skyddas. SGU Reviderad Hagforstvätten 7 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Tabell 1: Skyddsobjekt vid dagens markanvändning och i ett långsiktigt perspektiv. Skyddsobjekt Vuxna och barn som vistas och bor i byggnader ovan plymen Ekosystemet i marken Ekosystemet i Örbäcken Grundvattnet och ytvattnet enligt vattendirektivet Dagens markanvändning X Långsiktigt perspektiv X - - X X X X 2.4 Aktuella föroreningar och media Området är framförallt förorenat av Tetrakloretylen (PCE), men även Trikloretylen (TCE), cis-dikloreten (cisdce) och vinylklorid (VC), vilka är nedbrytningsprodukter från PCE, har påträffats i kraftigt förhöjda halter. Föroreningar har påträffats i jord, grundvatten, inomhusluft, porluft och ytvatten. 2.5 Exponering Exponering för människor förväntas främst ske genom inandning av ångor från föroreningsplymen i grundvattnet som rör sig från tvätten mot Örbäcken, se Figur 6. Intag av grundvatten från förorenade brunnar kan innebära en risk. Eftersom kommunalt dricksvatten finns inom området har dock ingen hänsyn tagits till denna exponeringsväg. Människor kan även komma i kontakt med förorenat grundvatten som läcker ut i slänter ner mot Örbäcken, samt med ytvattnet i Örbäcken. 2.6 Toxicitet människor Nedan görs en sammanfattning av aktuella ämnens ursprung, kemiska egenskaper och toxicitet. I Tabell 2 nedan har i riskbedömningen använda toxicitetsdata sammanställts för de aktuella ämnena. SGU Reviderad Hagforstvätten 8 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Dessa indata kommer bland annat från Naturvårdsverket, WHO samt institutet för miljömedicin (IMM). Om data saknats i dessa källor har sökningar gjorts i amerikanska databaser såsom RAIS (Risk assessment information system) och ATSDR (Agency for toxic substances and disease registry). Dricksvattenkriterierna härstammar huvudsakligen från svenska livsmedelsverket. Fysikaliska parametrar är också sammanställda i Tabell 2. Tetrakloreten, PCE (CAS 127-18-4 och även kallad perkloretylen) Är ett av människan tillverkat -ämne som historiskt använts som tvättvätska vid kemtvättar samt som avfettning inom metallindustrin. PCE är vid rumstemperatur en färglös, flyktig vätska med stark sötaktig lukt (US EPA, 1997). Djurförsök har visat att PCE påverkar centrala nervsystemet, levern och njurarna och är cancerframkallande på djur och möjligen på människa. Människor som exponeras för höga koncentrationer kan känna yrsel och trötthet, få huvudvärk, bli förvirrade, få svårt att tala och röra sig, drabbas av medvetslöshet och död (ATSDR, 1997). Sedan 1993 får inte produkter som innehåller PCE säljas till konsumenter för enskilt bruk. 1988 användes ca 1700 ton PCE för kemtvättverksamhet i Sverige. 1990 användes i Sverige totalt ca 1200 ton PCE, varav 1000 ton till kemtvätt. Vid nedbrytning av perkloretylen vid syrefattiga förhållanden kan andra toxiska klorerade alifater bildas såsom trikloretylen, dikloretylen och ibland vinylklorid. Trikloreten, TCE (CAS 79-01-6 och även kallad trikloretylen) har sin huvudsakliga användning som lösningsmedel i metallindustri, där fett tvättas bort med tri innan metallen genomgår annan ytbehandling. TCE användes också inledningsvis som tvättvätska (mellan 1930-1950) i kemtvättar samt är en nedbrytningsprodukt av PCE. Ämnet har flera kända hälsoskadliga effekter. Vid långvarig exponering kan skador på lever och njurar uppstå. TCE har orsakat cancer vid djurförsök. Exponering för ångor av tri kan ge huvudvärk och påverka nervsystemet. Vid hudkontakt kan irritation uppstå. IARC har klassat TCE som en grupp 2A carcinogen vilket betyder att den troligen är cancerframkallande hos människor. Cis-1,2-dikloreten, cis-dce (CAS 156-59-2 och även kallad cis-1,2- dikloretylen) förekommer i naturen huvudsakligen som ett resultat av nedbrytning av andra klorerade föreningar, t ex trikloreten och tetrakloreten. Dikloreten har visat sig vara farligt vid inandning. Det kan då ge yrsel och trötthet. Det kan också orsaka effekter på lever och blod. Dikloreten är inte klassat som cancerframkallande. SGU Reviderad Hagforstvätten 9 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Vinylklorid, VC (CAS 75-01-4) bildas vid nedbrytning av andra klorerade föreningar, PCE och TCE via dikloreten. Inandning av höga halter vinylklorid kan ge yrsel och trötthet, medvetslöshet och död. Lång exponering för höga nivåer av vinylklorid kan ge skador på lever och nervsystemet. Vinylklorid är dokumenterat cancerframkallande hos människor. Vanligast är levercancer, men även hjärntumörer, lungcancer och leukemi har upptäckts. Vinylklorid bedöms som den farligaste av de klorerade kolvätena på grund av att det är cancerframkallande och mycket flyktigt. Fosgen (CAS 75-44-5) Fosgen bildas bla vid förångning av, och svetsning i närvaro av klorerade alifater. PCE och TCE ger vid termisk oxidation främst väteklorid, och vid fotokemisk oxidation kloroacetylklorider som klorininnehållande produkt. I båda fallen bildas lite fosgen (Dahlberg. J.A, Kihlman. I.B, 1970), men den största delen bildas vid den fotokemiska oxidationen. Fosgen bildas bla under svetsning genom en reaktion som initieras av den UV-strålning som sänds ut och initierar en fotokemisk oxidation. Vid svetsning i närvaro av TCE bildas fem delar dikloracetylklorid (DCAC) och en del fosgen (Dahlberg. J.A, Myrin. L. M, 1971). Vid elektrisk svetsning i närvaro av PCE bildas lika stor del trikloracetylklorid (TCAC) som fosgen. Detta medför att 2 ppm PCE bildar 1 ppm Fosgen och 1 ppm TCAC. Fosgen är ett tidigare använt kvävande stridsmedel som är mycket giftigt vid inandning. Ämnet har en sötaktig doft. Ett av problemen med fosgen är att det vid inandning av låga koncentrationer kan vara hälsofarligt utan att ge obehag (Kustbevakningen, 2003). Tidiga symptom vid fosgenförgiftning är bla andningssvårigheter, kvävningskänsla, illamående och bröstsmärtor. Senare kan även medvetslöshet inträda. Orsak till dessa symptom är att fosgen orsakar lungödem (ansamling av vätska i lungorna). Fosgen har ett hygieniskt takgränsvärde (TGV) 3 på 0,05 ppm, eller 0,2 mg/m 3 (AFS 2005:17). Utifrån detta kan gränsvärden beräknas för PCE och TCE baserat på antagandet att all tillgänglig PCE alternativt TCE genomgår reaktion och bildar fosgen i de förhållanden som anges ovan. Gränsvärdet för PCE blir med avseende på detta 0,7 mg/m 3 och för TCE 1,5 mg/m 3. Förekommer både PCE och TCE inne i en lokal skulle dock takgränsvärdet för fosgen kunna överskridas utan att de separata gränsvär- 3 TGV-Hygieniskt gränsvärde för exponering under en referensperiod av 15 minuter om inte annat intervall anges (AFS, 2005). SGU Reviderad Hagforstvätten 10 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 dena för PCE och TCE överskridits. Enligt tabellen nedan ligger referenskoncentrationen för PCE på 0,68 mg/m 3 vilket alltså innebär en rimlig nivå även med avseende på bildning av fosgen. Referenskoncentrationen för TCE är däremot angiven till 0,023 mg/m 3 vilket alltså är ca 65 gånger lägre än gränsvärdet med avseende på bildning av fosgen. Utifrån detta samt det faktum att fosgen bildas långsammare ur TCE än PCE bör inte nivågränsvärdet för fosgen riskeras att överskridas eftersom andelen som bildas ur TCE skulle vara försumbar jämför med den andel som kan bildas ur PCE. Jämförelsevärden för koncentrationen i luft För ovanstående ämnen har referenskoncentrationer (RfC) samt riskbaserade acceptabla koncentrationer i luft (RISK inh 4 ) sammanställts nedan. Referenskoncentrationen anger den halt i inandningsluften som inte skall leda till oönskade hälsoeffekter vid återkommande långvarig exponering. För många ämnen behövs en viss dos för att hälsoeffekter skall uppkomma. Tröskeldosen anges som en referenskoncentration i luften (RfC). För ämnen som kan ha gentoxiska (cancerogena) effekter kan en tröskeldos inte definieras eftersom även en lite exponering kan ge upphov till effekt. För dessa ämnen antas att risken att drabbas av cancer är proportionell mot dosen. Utifrån detta har sedan en lågrisknivå beräknats som motsvarar den nivå vid vilken risken motsvarar maximalt ett extra cancerfall per 100 000 personer exponerade under en livstid. Lågrisknivå är ofta den nivå till vilken sanering utförs. Nedanstående referenskoncentrationer medger en hög vistelsegrad inom området vilket innebär att en justering kan göras för lokaler där vistelse sker under begränsad tid av dygnet och året. 4 Risk inh Cancerbaserad risk vid inhalation SGU Reviderad Hagforstvätten 11 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Tabell 2: Sammanställning över, i riskbedömningen använda, toxicitetsdata, fysikaliska data samt källhänvisning. I tabellen finns även ungefärliga nivåer för luktgränsvärden samt den nivå när dricksvatten anses otjänligt med avseende på föroreningsförekomsten Ämne Rfc [mg/m 3 ] referens Risk inh [mg/m 3 ] referens Luktgränsvärde [ppm] referens Dricksvatten [µg/l] referens Henrys konstant [-] referens Löslighet [µg/l] referens Perkloretylen 0,2 NV, 2009 0,68 Victroin, 1998 1 ppm (7 mg/m 3 ) ATSDR, 1997A 10 A SLV, 2005 0,93 NV, 2009 150 000 Prevent, 2008 Trikloretylen 0,002 RAIS, 2012A 0,023 NV, 2009 100 ppm (500 mg/m 3 ) ATSDR, 1997B 10 A SLV, 2005 0,28 NV., 2009 1 280 000 RAIS, 2008 Dikloreten (1,2)-cis 0,02 C RAIS, 2012B saknas 0,167 RAIS, 2008 3 500 000 RAIS; 2008 Vinylklorid 0,1 RAIS, 2012C 0,0026 Victroin, 1998 3000 ppm (7 500 mg/m 3 ) ATSDR, 1997C 0,5 SLV, 2005 1,14 RAIS, 2008 1 100 000 Prevent, 2008 Fosgen 0,2 B AFS 2005:17 - - - - A Gränsvärdet gäller för summan av PCE och TCE. B TGV-Hygieniskt gränsvärde för exponering under en referensperiod av 15 minuter C Rfc beräknat utifrån TDI för inandning (0,02 mg/kg,bw). Faktor för vistelsetid är satt till 1 och den genomsnittliga inandningen av ångor är beräknad för barn (0,5 m3/kg,d) eftersom de har en högre viktbaserad inandning 2.7 Toxicitet miljö Riskbedömningen syftar även till att skydda den miljö som kan påverkas av föroreningen. I det aktuella fallet bedöms denna miljö främst utgöras av de organismer som lever i ytvattenrecipienten Örbäcken. SGU Reviderad Hagforstvätten 12 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 2.7.1 Skydd av grundvatten Inga separata gränsvärden har sammanställts för grundvattnet med avseende på ekotoxikologiska effekter i själva grundvattnet. De gränsvärden som sammanställts för ytvatten påverkar dock indirekt den halt som kan tillåtas i grundvattnet eftersom en för hög koncentration i grundvattnet leder till oacceptabelt höga koncentrationer i ytvattnet. I Naturvårdsverkets modell för beräkning av generella riktvärden finns grundvattenkriterier. Naturvårdsverkets grundvattenkriterier baseras dock på att grundvattnet skall kunna användas som dricksvatten utan hälsorisker för människor. Eftersom grundvattnet inom Hagforstvätten inte planeras att användas som dricksvatten har grundvattenkriterierna från Naturvårdsverket inte beaktats i miljöriskbedömningen för Hagfors. Vid framtagande av åtgärdsmål kan man dock eventuellt komma att väga in ett högre skydd av grundvattnet som bland annat medger att vattnet klarar dricksvattenkraven. Ett allmänt skydd av grundvattnet ingår också via de riktvärden som föreslås inom vattendirektivet (se avsnittet nedan). 2.7.2 Skydd av ytvatten Principen för skydd av ytvatten bygger på att inga allvarliga störningar skall ske i vattenekosystemet. Ett vanligt sätt att tillse det är att använda effektbaserade miljökvalitetsnormer eller riktvärden. I de fall recipienten är stor eller har ett kraftigt flöde kan spädningen bli så stor att miljökvalitetsnormerna underskrids trots att föroreningsspridningen från området är omfattande. I riskbedömningen för ytvatten behöver alltså även det totala föroreningsläckaget bedömas vilket finns redovisat i stycke 2.1. I Tabell 3 nedan har sammanställts nivågränsvärden för ytvatten med avseende på ekotoxikologiska effekter för aktuella ämnen. För perkloretylen och trikloretylen härstammar nivågränsvärdena från Naturvårdsverket. För dikloreten härstammar gränsvärdet från RIVM som är ett Nederländskt institut för hälso- och miljöfrågor och vars huvudsakliga uppdragsgivare är den Holländska staten. Naturvårdsverket har i sina generella riktvärden också använt ytvattenkriteriedata från RIVM. RIVM har angivit två nivåer, Maximalt tillåten koncentration (MPC) samt Gräns för allvarlig påverkan (SRC). MPC är satt vid en nivå där SGU Reviderad Hagforstvätten 13 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 inga skadliga effekter förväntas uppkomma medan SRC är satt vid en nivå där eventuellt allvarliga effekter kan förväntas. Jämförelserna och beräkningarna i riskbedömningen baseras på nivån för MPC. För vinylklorid saknas gränsvärden från RIVM varför en sökning istället har gjorts i RAIS databas. Denna databas är Amerikansk och innehåller information från en stor mängd källor. Databasen används av många myndigheter. 2.7.3 Vattendirektivet Vattendirektivet (Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG) fastslår en ram för den europeiska gemenskapens vattenpolitiska samarbete. Direktivet trädde i kraft 22 december 2000. Genomförandet pågår i 6 års cykler. Det första målåret är 2015 då alla vatten skall ha uppnått god status (om inte undantag givits), Syftet med vattendirektivet är att upprätta en ram för skyddet av inlandsytvatten, vatten i övergångszon, kustvatten och grundvatten, bland annat för att: hindra ytterligare försämringar och skydda och förbättra statusen hos akvatiska ekosystem och, såvitt avser deras vattenbehov, även terrestra ekosystem och våtmarker som är direkt beroende av akvatiska ekosystem, främja en hållbar vattenanvändning baserad på ett långsiktigt skydd av tillgängliga vattenresurser, och, eftersträva ökat skydd och förbättring av vattenmiljön bland annat genom särskilda åtgärder för en gradvis minskning av utsläpp och spill av prioriterade ämnen samt genom att utsläpp och spill av prioriterade farliga ämnen upphör eller stegvis elimineras, säkerställa en gradvis minskning av förorening av grundvattnet och förhindra ytterligare förorening, och bidra till att mildra effekterna av översvämning och torka och därigenom bland annat bidra till att tillse att det finns en tillräcklig tillgång på ytvatten och grundvatten av god kvalitet som behövs för en hållbar, balanserad och rättvis vattenan- SGU Reviderad Hagforstvätten 14 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 vändning och verka för en betydande minskning av förorening av grundvattnet. I vattendirektivet finns 33 prioriterade ämnen. Perkloretylen och trikloretylen finns inte med bland dessa men ingår bland 8 andra förorenande ämnen som har EG-gemensamma gränsvärden. Dessa skall också användas vid klassificering och bestämmande av miljökvalitetsnormer för kemisk ytvattenstatus (personlig information från Karin debeer, Länsstyrelsen Värmland) Enligt grundvattendirektivet (2006/118/EG) är grundvattnet inom området att betrakta som en vattenförekomst. Grundvattendirektivet är en utveckling av artikel 17 i ramdirektivet för vatten (se ovan). Målet med grundvattendirektivet är att alla grundvatten skall nå god kemisk status senast år 2015. Syftet med grundvattendirektivet är att förhindra eller förebygga att föroreningar tillförs grundvattnet så att detta kan utnyttjas för dricksvattenförsörjning och inte skadar hälsa, växter eller djur. Det finns två EU-gemensamma miljökvalitetsnormer för grundvatten. De gäller för nitrat och bekämpningsmedel. SGU har kommit med "föreskrifter om statusklassificering och miljökvalitetsnormer även för grundvatten (SGU-FS 2008:2) där man bl a anger riktvärden för ett antal ämnen i grundvatten, vilka sannolikt kommer att antas som miljökvalitetsnormer alternativt klassgränser av vattenmyndigheten. Bland dessa finns perkloretylen och trikloretylen. SGU Reviderad Hagforstvätten 15 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Tabell 3: Sammanställning över, i riskbedömningen använda, gränsvärden och riktvärden för ytvatten och grundvatten. I tabellen finns även källhänvisning. Ämne Ytvattenkriterie [µg/l] referens Gränsvärden för ytvatten enligt vattendirektivet [µg/l] Riktvärden för grundvatten enligt SGU-FS 2008:2 [µg/l] Perkloretylen 5 NV, 2009 10 10** (9) Trikloretylen 5 NV, 2009 10 10** (1) Dikloreten (1,2)-cis 7 MPC enligt RIVM, 2007 saknas saknas Vinylklorid 900 RAIS, 2008B* saknas saknas *För vinylklorid angav RAIS två sk. Screening levels på 900 µg/l respektive 5 630 µg/l. Riskbedömningen baseras på halten 900 µg/l som härstammar från US EPA Region 5 **Riktvärdet avser summan av PCE och TCE. Då föroreningen inom området huvudsakligen består av PCE har riktvärdet fördelats så att 9µg/l ansätts för PCE och 1 µg/l ansätts för TCE. Uppnås riktvärdet för PCE så bedöms även riktvärdet för TCE uppnås. 3 Geologi, hydrogeologi och spridning av förorening från föroreningskällor I nedanstående avsnitt redovisas hur geologin och hydrogeologin ser ut inom området och hur det påverkar föroreningsförekomst och spridning. 3.1 Geologi och hydrogeologi samt spridning av förorening från huvudkälla. Hagforstvätten är belägen på en grusås. Både vid tvätten och sannolikt i viss utsträckning även nedströms tvätten förekommer det täta linser av silt/lera. Dessa linser är inte kontinuerliga. Avgränsningen har inte karterats i detalj. En geologisk sektion visas i Figur 4. SGU Reviderad Hagforstvätten 16 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Figur 4: Geologisk sektion längs Hagforsåsen i nord-sydlig riktning I Figur 5 redovisas en bedömd utbredning i plan av silt/lerskikt vid huvudkällan samt en ungefärlig utbredning av nuvarande huvudkälla. Föroreningen som tidigare fanns under tvättmaskinerna (norr om de rödskrafferade området) har sanerats 2003-2004. Inom det sanerade området bedöms det inte finnas nämnvärd mängd förorening kvar varken i jord eller grundvatten. Utanför det sanerade området finns dock förorening kvar i jorden (över och under grundvattenytan) samt i grundvattnet. Förorening återfinns från 2 3 m djup till 18-20 m djup. SGU Reviderad Hagforstvätten 17 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Figur 5: Bedömd utbredning av silt/lerskikt vid huvudkällan. Röda skrafferade området motsvarar bedömd utsträckning på förorening i jord Grundvattenbildningen och grundvattnets strömning påverkas av silt- /lerlinserna. I och med att de inte är kontinuerliga bedöms grundvattenbildningen i stort inte hindras av dessa skikt i området mellan Hagforstvätten och Örbäcken. Nederbörd som bildar grundvatten bedöms infiltrera i öppningarna mellan linserna och tillföras grundvattenmagasinet. Nederbörd som bildar grundvatten kommer att inlagras i grundvattenmagasinet som ett lock ovanpå det grundvatten som kommer in i i sektionen från uppströms liggande delar av åsen. Principen redovisas i Figur 6. SGU Reviderad Hagforstvätten 18 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Figur 6: Grundvattenbildning från nederbörd överlagrar förorenad plym (principskiss). Lokalt förekommer "täta" linser med silt/lera. Vid tvätten återfinns en kraftig silt/lerkropp som sannolikt bildats i en dödisgrop. Figuren redovisar även en konceptuell modell av spridning från huvudkälla. Vid tvätten bedöms det ha bildats en mäktig kropp av silt/lera (sannolikt) i en f.d. dödisgrop. Ungefärlig utbredning i plan framgår av Figur 5 och i djup av Figur 6. Denna lågpermeabla kropp spelar stor roll för hur PCE har spridits vid tvätten. Undersökningarna visar att mycket PCE har lagrats in i de lågpermeabla massorna. Speciellt vid ett skikt några meter över grundvattenytan (8 10 m under markytan, sannolikt i överkant av den kapillära zonen) samt på 15 17 m djup är massorna kraftigt förorenade. I dessa skikt bedöms det sannolikt att residual fri fas återfinns. Förorening återfinns alltså både över grundvattenytan (grundvattenytan finns ca 12 m.u.my) och under grundvattenytan. Det sker ett utläckage av PCE från de täta skikten till grundvattnet. Främst bedöms utläckage ske från de skikt som ligger under grundvattenytan då dessa skikt har kontinuerlig kontakt med grundvattnet. Marken över det förorenade området är inom stora delar belagd med asfalt, SGU Reviderad Hagforstvätten 19 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 eller är bebyggd, vilket minskar infiltrationen. Minskad infiltration gör att förorende massor, ovan grundvattenytan, endast kommer i kontakt med små mängder vatten. Det finns inga indikationer i de MIP-sonderingar (Membrane Interphase Probe) som utförts att fri fas skulle ha läckt ut och perkolerat ända ner mot berg. Sonderingarna har utförts i ett rutnät med c-c 10 m vilket innebär att fri fas mycket väl kan ha infiltrerat till berg utan att det konstaterats i sonderingarna. Den PCE som återfinns i jorden ovan grundvattenytan, och då främst i de lågpermeabla massorna, kommer att avge ånga till porluften som i sin tur kan påverka inomhusluften i tvättlokalen. Mätningar av porluft och av inomhusluft har utförts. Den PCE som läcker från jorden under grundvattenytan (och då främst från den lågpermeabla kroppen) bildar en plym nedströms. Trots att huvudkällan har en horisontell utbredning på ca 50 m vinkelrät flödesriktningen bedöms plymens bredd nedströms källan endast vara ca 20 m ca 100 m nedströms källan (vid B31). Figur 7: PCE plymens bedömda utbredning i plan. En plym som härstammar från tvättlokalen (västra plymen), och en som sannolikt härstammar från dagvattenled- SGU Reviderad Hagforstvätten 20 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 ningen (östra plymen). Över västra plymen är ett antal bostads och kontorshus belägna. Orsaken till att plymens brädd är ungefär halva källans brädd är att grundvattnet till stor del styrs runt källområdet som består av lågpermeabla massor. Efter källzonen konvergerar åter strömlinjerna och bildar en smalare plym. Plymen bedöms passera under Janssons Lokalservice samt åtminstone två av tre bostadshus nedströms tvätten innan den läcker ut i Örbäcken nära Kb4, se Figur 7 3.2 Geologi och hydrogeologi samt spridning av förorening från sekundärkälla vid B19. Situationen vid B19 är annorlunda än den vid huvudkällan. Marken vid B19 består till större del av grovkorniga jordarter med mindre inslag av lågpermeabla massor. I Figur 8 redovisas konceptuellt en geologisk och hydrogeologisk profil samt även hur föroreningsspridningen bedöms ha skett. Figur 8: Konceptuell geologisk modell samt konceptuell spridningsmodell från den sekundära källan vid B19. SGU Reviderad Hagforstvätten 21 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Viktigt att konstatera är att vattennivån i Örbäcken ligger högre än grundvattennivån i området vid B19. Det innebär att ytvatten från Örbäcken läcker in i grundvattenmagasinet. Nedströms B19, vid B38 och Kb1, läcker sedan grundvatten förorenat med PCE ut i Örbäcken. Plymens läge framgår i plan av Figur 7 och visas som sektion i Figur 8. Vad som även är viktigt att konstatera är att PCE sannolikt har perkolerat ner till berget inom mycket begränsade ytor (främst vid dagvattenledningens mynning men eventuellt även vid läckagepunkter på ledningen). Föroreningen bedöms därför främst förekomma på stort djup. Det har konstaterats fri fas i brunn B19 och mycket höga halter i B37. I området vid B19 finns det en djuphåla i berget som kan komma att fungera som en fälla för fri fas. Det finns inga byggnader över plymen nedströms den sekundära källan. 3.3 Spridning till och påverkan på Örbäcken Det har under två perioder om 12 månader utförts PCE-mätningar i Örbäcken med passiva provtagare. Flödet i Örbäcken har mätts parallellt, första gången en gång per månad, andra gången var 4 timma. Som högst har det uppmätts ca 80 µg PCE/l. Totalt beräknas utläckaget av PCE uppgå till ca 130 kg/år. 3.3.1 Spridning till och påverkan på Örbäcken från sekundära plymen respektive huvudplymen. Under en månads tid mättes halterna i Örbäcken med 4 st passiva provtagare. En var placerad uppströms B19 vid Uddeholmsvägen (Sweco, 2012), en nedströms den sekundära plymen, en mellan sekundära plymen och huvudplymen samt en nedströms huvudplymen. Halten i provtagare 2 och 3 var likvärdiga medan halten provtagare 4 var ca 50 % högre. Detta kan indikera att ca 2/3 av påslaget med PCE kommer från den sekundära plymen och ca 1/3 från huvudplymen. Medelhalten i huvudplymen är ca 3 300 µg/l medan den i den sekundära plymen är ca 9 500 µg/l vilket kan styrka ovan angivna iakttagelse. Det är dock viktigt att komma ihåg att bedömningarna bygger på resultatet från ett (1) mättillfälle och därför är osäkra. SGU Reviderad Hagforstvätten 22 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 3.4 Spädningsfaktor Örbäcken Medelflödet i Örbäcken bedöms motsvara ca 165 l/s och utflödet från området bedöms motsvara ca 15-20 l/s. Det ger en utspädningsfaktor mellan grundvattnet och Örbäcken mellan 1/11 och 1/8. I nedanstående beräkning har alltså de halter som uppmätts i grundvattnet multiplicerats med 1/10 för att motsvara de halter som kan förväntas i Örbäcken på grund av utspädning. 4 Beräkning av ångtransport från grundvattnet Flyktiga ämnen kan avdunsta från grundvattenytan för att sedan transporteras upp genom marken. Det som driver transporten i marken är oftast en koncentrationsgradient. Vid beräkningar antas ett konstant förhållande mellan halten i markluften och halten ovan marken. Koncentrationen ovanför marken (C oa ) alternativt koncentrationen inne i byggnaden (C ia ) ges av: C ia / oa. ( H C 1000) DF w där C ia/oa är koncentrationen i luften (utomhus eller inomhus) [mg/m 3 ] H är Henrys konstant [-] C W är koncentrationen i vattnet [mg/l] DF är utspädningsfaktorn mellan luften (utomhus eller inomhus) och porluften [-] 4.1 Utspädningsfaktor med avseende på ångtransport Utspädningsfaktorn påverkas huvudsakligen av jordens porositet samt vattenhalt och djupet till föroreningen. I de fall inläckaget sker till en byggnad påverkas inflödet också av grundkonstruktionens täthet. Inom Hagforsområdet ligger grundvattenytan på mellan 10-15 meter djup under markytan. Marken utgörs i den omättade zonen huvudsakligen av sand. I beräkningarna har antagits en genomsläpplig jord i form av sand eller grus. Med nedanstående indata har utspädningsfaktorn beräknats för inläckaget i ett hus enligt Naturvårdsverket 2009. Utspädningsfaktorn för transport till inomhusluften blir i detta fall ca 1/9 000. Det innebär att halten i inomhusluften antas bli 9000 gånger SGU Reviderad Hagforstvätten 23 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 lägre än halten i porluften 10 meter ner i marken. I skikt med tätare lager såsom ler- eller slitlinser minskar genomsläppligheten och så även intransporten vilket ger en lägre utspädningsfaktor. Då lerlinserna inom området endast förekommer ställvis (se även avsnitt 4.3) och då risken styrs av de områden som har genomsläppligt material är det indata för genomsläppligt material som använts i riskbedömningen. För föroreningar som påträffas ytligare ökar utspädningsfaktorn proportionellt med djupet. Återfinns förorening på ca 3 meters djup blir utspädningsfaktorn istället ca 1/3500. Tabell 4: Indata beräkning av utspädningsfaktor för transport till inomhusluft Parameter Värde Enhet Kommentar Porositet jord 0,35 - genomsläpplig jord enligt Naturvårdsverket 1998 Lufthalt i jorden 0,22 - genomsläpplig jord på djup >2 m enligt Naturvårdsverket 1998 Vattenhalt i jorden 0,13 - genomsläpplig jord på djup >2 m enligt Naturvårdsverket 1998 Diffusivitet i ren luft 0,7 m 2 /d Enligt Naturvårdsverket 2009 Diffusivitet i rent vatten 0,000086 m 2 /d Enligt Naturvårdsverket 2009 Inläckage av markluft 2,4 m 3 /d Enligt Naturvårdsverket 2009 Husets inre volym 204 m 3 Enligt Naturvårdsverket 2009 Area husgrund 100 m 2 Enligt Naturvårdsverket 2009 Djup till förorening 10 m Platsspecifikt Luftsomsättning i huset 12 d -1 Enligt Naturvårdsverket 2009 Utifrån Naturvårdsverkets modell (Naturvårdsverket, 2009) har även en utspädningsfaktor för transporten till utomhusluft beräknats. I den använda modellen behövs en uppskattning på vindhastigheten vilken satts till 1 m/s för att motsvara förhållanden med svag vind. Därutöver har även en överföringskoefficient för gränsskiktet vid ytan använts. Denna överföringskoefficient har, i enlighet med Naturvårdsverket, satts till 25 m/d vilket skall motsvara en plan yta vid den aktuella vinden. SGU Reviderad Hagforstvätten 24 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Med antaganden enligt ovan blir utspädningsfaktorn till utomhusluft ca 1/1 900 000. 4.2 Grundvattenbildningens betydelse för avgång av PCEångor till porluft i den omättade zonen I och med att det sker en grundvattenbildning som bildar ett lock på den förorenade plymen bedöms inte de högsta uppmätta halterna i grundvattnet att slå igenom vid beräkningen av halter i porluft och inomhusluft. I Kb4 fanns det vid analyserna 2008 t.ex. en halt av 71 µg PCE /l i det översta filtret medan nästa nivå har en halt av 1 300 µg PCE /l. Nya analyser 2010 gav en halt av 17 µg PCE /l i det översta filtret och i nästa nivå har en halt av 2 000 µg PCE /l. Detta bekräftar ovanstående bedömning. Grundvattenbildningen innebär således ett skyddande skikt för ångavgång från grundvattnet till den omättade zonen. 4.3 Geologins betydelse för ångtransport Borrningar i området har konstaterat täta skikt som hindrar/bromsar ångtransport från grundvattenytan till husgrunder. Utbredningen på dessa skikt är inte kända. Finns sådana skikt under något eller alla de hus som är belägna över den förorenade plymen innebär det ett bra skydd mot ånginträngning. Skiktets tjocklek och utbredning påverkar skyddet. I Figur 9 visas principiellt hur ånga kan transporteras upp i omättad zon förbi täta skikt till ett hus. SGU Reviderad Hagforstvätten 25 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Figur 9: Principskiss för ångtransport upp genom omättad zon till byggnad (källa USEPA (2003) Users guide for evaluating subsurface vapour intrusion into buildings) Jordlagren nedströms Hagforstvätten är uppbyggda kring en grusås. På större djup (ungefär motsvarande den mättade zonen) består jordlagren av grus. Gruset överlagras av sand i sektionens norra del. I den södra delen förekommer silt/lerskikt. Grundvattenytan vid Hagforstvätten går ungefär i övergången mellan grus och sand medan grundvattenytan nere mot Örbäcken står några meter upp i sanden. En viktig faktor vid bedömning av ångtransporten från grundvattenytan är den kapillära stighöjden. Den kapillära stighöjden är större för finkorniga material medan den är mindre för grova material. Väl sorterade material har lägre kapillär stighöjd jämfört med osorterade material. Bedömningsvis står grundvattenytan, under de hus som är belägna över den västra plymen, uppe i sandskiktet. Sand har något högre kapillär stighöjd än grus. Det innebär att ångtransporten bromsas något från en grundvattenyta som står i sand jämfört om den skulle stå i ett grusskikt. Båda materialen är dock så grova att skillnaden i ångtransport från grundvattenytan till den omättade zonen bedöms som marginell. Hade grundvattenytan stått i ett material med stor kapillär stighöjd (typ silt) hade den kapillära zonen utgjort ett SGU Reviderad Hagforstvätten 26 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 större hinder för ångtransport vilket skulle ha bromsat transporten mera. Med ett antagande om att den kapillära zonen i stort sett är mättad (vattenhalt motsvarande 90 %) och att denna zon är ca 0,5 meter blir utspädningsfaktorerna enligt stycke 4.1 istället 1/128 000. Om den nedre delen av den kapillära zonen istället skulle vara ca 0,1 meter blir utspädningsfaktorn 1/ 26 000. I denna överslagsräkning syns tydligt att transporthastigheten i den kapillära zonen styr den totala transporthastigheten. Beräkningen förutsätter dock att vattnet i den kapillära zonen är rent. Om grundvattenytan fluktuerar mycket kan vattnet i den kapillära zonen till stor del bestå av förorenat grundvatten. Eftersom vattnet i den kapillära zonen inte undersökts separat har endast en mindre justering av utspädningsfaktorn (10%) gjorts med avseende på en långsammare transport genom denna zon. 4.4 I beräkningen använd utspädningsfaktor Utifrån resonemangen ovan har en spädningsfaktor om 1/10 000 använts i beräkningarna av riktvärden för grundvatten och porluft på ca 10 meters djup. Denna spädningsfaktor är något lägre (10%) än den som erhålls vid beräkning av transport genom sand upp till marken och har satts lägre utifrån att det finns ett transportmotstånd i den undre delen av den omättade zonen där transport skall ske genom i huvudsak vattenfyllda porer. Antaganden är försiktigt satt eftersom det bygger på att vattnet i den mättade zonen huvudsakligen är rent. För porluftshalter uppmätta direkt under byggnader uteblir transportmotståndet i marken och motståndet består endast av motståndet i byggnadens bottenplatta. Det ger enligt den generella modellen en utspädningsfaktor om ca 1/1200 vilket använts för att beräkna riktvärden för porluft direkt under byggnader. För områden där höga halter klorerade alifater även påträffats i jorden kommer halten i jorden också bidra till halten i porluften varför halten i grundvattnet behöver vara ytterligare lägre för att inte hälsovådliga halter skall uppstå inomhus. Om höga halter påträffas i jorden i anslutning till byggnader bör riskbedömningen kompletteras med porluftsmätningar alternativt inomhusmätningar. SGU Reviderad Hagforstvätten 27 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 2010 2008 Bilaga 7 4.5 Jämförelser mellan uppmätta halter i grundvatten och i porluften I flera punkter inom området finns både uppmätta halter från grundvattnet och för porluften. Genom att beräkna den halt som teoretiskt kan uppstå i porluften ovan grundvattenytan och jämföra den med den uppmätta halten i porluften kan utspädningsfaktorer beräknas. Där flera analyser gjorts på olika djup i grundvattnet har beräkningen gjorts för den halt som uppmätts högst upp i grundvattnet. (För brunnarna B13, B14 och B20 finns det endast ett kontinuerligt filter från grundvattenytan till bergytan. Med tanke på hur föroreningsprofilen mot djupet såg ut i B19, där halterna ökar mot djupet (uppmätta i 5 separata filter) bedöms de halter som använts i beräkningen för B13, B14 och B 20 sannolikt vara för höga beroende på att PCE är tyngre än vatten). I tabellen nedan har sammanställts de uppmätta halterna och de beräknade porluftshalterna samt utspädningsfaktorn. Tabell 5: Sammanställning över uppmätta porluftshalter, samt beräknade porluftshalter utifrån uppmätta halter i grundvattnet. Kvoten mellan den uppmätta halten och den beräknade halten utgör spädningsfaktorn (DF). Provtagnings-punkt Djup porluftsmätning (m u m) Nivå GV-ytan (m u m) Avstånd (m) mellan grundvattenytan och porlufts- Uppmätt halt PCE i porluften (mg/m 3 ) Uppmätt halt PCE i övre delen av grundvattnet (µg/l) Beräknad porlufts-halt PCE (mg/m 3 ) utifrån grundvatten- mätningen halt B13 port 1 0,40 11,00 10,6 300 53 000 49237 164 B13 port 2 2,50 11,00 8,5 15 53 000 49237 3 282 B13 port 3 5,20 11,00 5,8 11 53 000 49237 4 476 B13 port 4 9,20 11,00 1,8 13 53 000 49237 3 787 B13 port 5 9,30 11,00 1,7 16 53 000 49237 3 077 B14 2,60 11,00 8,4 370 3 3 0,008 B18 8,90 10,00 1,1 23 4 4 0,16 B19 5,90 10,00 4,1 120 1 500 1394 12 B20 9,20 11,00 1,8 2000 67 62 0,03 B13 PL1 0,4m 2010 0,4 11 10,6 8,5 16000 14864 1 749 B14 PL2 2,6m 2010 2,6 11 8,4 130 1,4 1,3 0,010 B16 syd 2010 3,5 10 6,5 0,006 0,2 0,2 31 B16 norr 2010 1,5 10 8,5 0,0049 0,2 0,2 38 B17 port 1 1,3m 2010 1,3 10 8,7 0,78 19 18 23 B17 port 6 6m 2010 6 10 4,0 0,53 19 18 33 B17 port 5 9,2m 2010 9,2 10 0,8 0,14 19 18 126 B17 port 4 11,2m 2010 10,9 11 0,1 0,018 19 18 981 B19 port 2 5,9m 2010 5,9 10 4,1 0,42 960 892 2 123 B19 port 1 3,9m 2010 3,9 10 6,1 0,0044 960 892 202 691 B20 PL1 1,5m 2010 1,5 11 9,5 81 40 37 0,459 B20 PL2 5,6m 2010 5,6 11 5,4 200 40 37 0,186 B20 PL4 11,2m 2010 10,8 11 0,2 0,042 40 37 885 B21, port 1 2010 2,5 11 8,5 0,26 33 31 118 B25, Port 1 2010 4 10 6,0 0,33 7,7 7 22 1/DF I tabellen ovan kan ses att spädningsfaktorn i sex av mätningarna är större än 1 (dvs 1/DF är mindre än 1) vilket innebär att den beräknade porluftshalten ovan grundvattenytan är lägre än halten som SGU Reviderad Hagforstvätten 28 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 uppmätts i porluften högre upp. Vi har alltså ingen utspädning i dessa punkter enligt denna beräkning. Kring tvätten finns förorening (i viss mån) kvar i jorden vilket skulle kunna påverka halterna i B14 och B20 vilka ligger inom detta område. Sannolikt beror det på att brunnarna ligger nära källan och att lokala föroreningar i jorden, och inte endast förorening i grundvattnet, som påverkar halterna i porluften. 5 Bedömning I föreliggande kapitel bedöms uppmätta halter med avseende på hälso- och miljörisker. Bedömningarna görs utifrån de riktvärden som beräknats och sammanställts för området. Riktvärdena är sammanställda och redovisade i avsnitt 5.1. Bedömningarna baseras på max-, medel- och minhalter för inomhusluft, porluft, grundvatten och ytvatten enligt tabellerna nedan. För jämförelse mot samtliga analyserade halter hänvisas till bilaga 1, 2, 3 och 4 till huvudstudierapporten. SGU Reviderad Hagforstvätten 29 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Tabell 6: Uppmätta max-, medel och minhalter i inomhusluft under 2012 och 2011. Sammanställningen baserad på prov med halter över analysmetodens detektionsgräns. För samtliga ämnen utom PCE är huvuddelen av analyserna under detektionsgränsen varför det beräknade medelvärdet är en överskattning. PCE TCE cis-dce VC mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 medel 0,22 0,001 0,0004 <det.gräns max 1,7 0,004 0,0005 <det.gräns min 0,0010 0,0003 0,0003 <det.gräns Tabell 7: Uppmätta max-, medel och minhalter i porluft under 2012 och 2011. Sammanställningen baserad på prov med halter över analysmetodens detektionsgräns. För samtliga ämnen utom PCE är huvuddelen av analyserna under detektionsgränsen varför det beräknade medelvärdet är en överskattning. PCE TCE cis-dce VC mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 medel 123 0,6 0,1 <det.gräns max 2000 4,3 0,6 <det.gräns min 0,005 0,005 0,006 <det.gräns Tabell 8: Uppmätta max-, medel- och minhalter i grundvatten. Sammanställningen baseras på prov tagna i senaste provomgången (2010-2011) Antal provpunkter Antal Analyser Medel [µg/l] PCE TCE cis-dce VC Std.avv [µg/l] Medel [µg/l] Std.avv [µg/l] Medel [µg/l] Std.avv [µg/l] Medel [µg/l] Std.avv [µg/l] Huvudplym nedströms f.d. Hagforstvätten 52 48 3282 5576 12 22 7 19 1 0,4 Sekundär plym nedströms B19 24 23 9429 21559 359 1149 173 401 6 12 Nedströms Örbäcken 16 16 73 81 3 4 1 0,4 1 0 Övriga provpunkter 19 12 3 4 0,4 0 1 0 1 0 Min [µg/l] Max [µg/l] Min [µg/l] Max [µg/l] Min [µg/l] Max [µg/l] Min [µg/l] Huvudplym nedströms f.d. Hagforstvätten 52 48 0,6 20000 0,2 110 1 120 1 4 Sekundär plym nedströms B19 24 23 7,7 100000 1,6 5600 2,5 1800 1 45 Nedströms Örbäcken 16 16 0,1 230 0,5 11 1 3 1 1 Övriga provpunkter 19 12 0,1 15 0,1 1 1 1 1 1 Max [µg/l] SGU Reviderad Hagforstvätten 30 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Tabell 9: Uppmätta max-, medel- och minhalter i Örbäcken. Sammanställningen baseras på prov tagna i senaste provomgången (2010) PCE TCE cis-dce VC µg/l µg/l µg/l µg/l medel 31 0,9 1,4 <det.gräns max 68 1,8 2,5 <det.gräns min 15 0,5 1 <det.gräns 5.1 Platsspecifika riktvärden Utifrån referenskoncentration för inandningsluft och sammanställda kriterier för ytvatten har platsspecifika riktvärden beräknats för grundvattnet, porluft och inomhusluft inom området. För förorening i jord inom området föreslås att generella riktvärden från Naturvårdsverket tillämpas. I tabellerna nedan presenteras beräknade riktvärden. Ingen justering har gjorts för eventuella samverkanseffekter mellan de olika ämnena. De hälsoriskbaserade riktvärdena har beräknats både för exponering motsvarande känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM). I de fall förorening förekommer i både jord och grundvatten kan beräknade riktvärden för grundvatten underskatta risken för ånginträngning i byggnader, varför riskbedömningen bör kompletteras med porluftsmätningar och inomhusmätningar. 5.1.1 Riktvärden med avseende på hälsa Riktvärdet med avseende på inomhusluft (C inomhus. [mg/m 3 ]) har beräknats enligt: C inomhus RfC 0,5 RISK min ; fiv exp fiv inhl. exp Där: RfC är den toxikologiska referenskoncentrationen för icke genotoxiska ämnen [mg/m 3 ] RISK inhl den riskbaserade koncentrationen för genotoxiska ämnen [mg/m 3 ] f iv-exp är tidsfaktorn som anger andelen vistelsetid på platsen [dimens- SGU Reviderad Hagforstvätten 31 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 ionslös] 0,5 en faktor för justering som görs då människor exponeras för föroreningar även på annat sätt än via förorenad mark. f iv-exp beräknas enligt tiv Civ _ exp 365 t exp där t iv är antal dygn eller tillfällen exponering sker av barn eller vuxna [d/år]. För KM ansatt till 365 d/år och för MKM ansatt till 200 d/år. t exp är andel av tiden som exponering sker [dimensionslös]. För KM ansatt till 1 (24h/24h) och för MKM ansatt till 0,3 (8h/24h). Justering med faktorn 0,5 baseras på att människor kan exponeras för förorening till exempel via livsmedel, dricksvatten och omgivningsluft. Eftersom den totala exponeringen inte bör överstiga det tolerabla dagliga intaget (TDI) bör inte ett förorenat markområde teckna in hela TDI-värdet. I naturvårdsverkets modell görs för PCE och TCE en justering motsvarande 50% av TDI vilket i föreliggande riskbedömning också tillämpas, inte bara för PCE och TCE utan också, för DCE och VC. Riktvärdet med avseende på porluft ovan grundvattenytan (C porluft. [mg/m 3 ]) har beräknats enligt: C porluft min f RfC 0,5 DF iv exp inomhus ; f RISK DF iv exp inhl. inomhus där DF inomhus är utspädningsfaktorn [dimensionslös] mellan markens porluft och inomhusluften. I beräkningarna har denna ansatts till 1/10000 respektive 1/1200 enligt avsnitt 4.4 Riktvärdet för grundvatten med avseende på inandning av ångor (C gv_iv. [µg/l]) har beräknats enligt: C min f RfC 0,5 DF gv_ iv ; iv exp inomhus H f iv exp RISK DF inhl. inomhus H där H är Henrys konstant [dimensionslös] SGU Reviderad Hagforstvätten 32 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Beräknade riktvärden med avseende på hälsa är sammanställda i tabellen nedan. Infogade riktvärden för jord är generella riktvärden. Tabell 10: Riktvärden med avseende på hälsa beräknade för inomhusluft, porluft (på djup 10 meter), grundvatten (på djup 10 meter) samt jord. Riktvärdena beräknade för exponering motsvarande KM och MKM. Det riktvärden som beräknats för porluft på 10 meters djup samt för grundvatten baseras på att marken är genomsläpplig. Generella riktvärden för jord enligt NV som ingår i tabellen nedan baseras dock på att jorden är normaltät. Känslig markanvändning Media Inomhusluft Porluft i marken Porluft i marken Grundvatten C inomhus C porluft C porluft C gv_iv Antaganden Porluft under byggnader Porluft på 10 meters djup GV på 10 m djup map inandning Jord generellt riktvärde enligt NV Enhet mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 µg/l mg/kg TS Ämne Perkloretylen 0,1 120 1000 1075 0,4 Trikloretylen 0,001 24 200 36 0,2 Dikloretylen 0,01 12 100 599 saknas Vinylklorid 0,0026 3 23 23 saknas Mindre känslig markanvändning Media Inomhusluft Porluft i marken Porluft i marken Grundvatten Jord C inomhus C porluft C porluft C gv_iv Antagande Porluft under byggnader Porluft på 10 meters djup GV på 10 m djup map inandning generellt riktvärde enligt NV Enhet mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 µg/l mg/kg TS Ämne Perkloretylen 0,55 657 4928 5887 1,2 Trikloretylen 0,01 131 986 197 0,6 Dikloretylen 0,05 66 493 3278 saknas Vinylklorid 0,01 17 128 125 saknas 5.1.2 Riktvärden med avseende på miljö och vattendirektiv Riktvärden med avseende på miljö är framtagna med syfte att skydda ekosystem i ytvattnet i Örbäcken samt för att tillse att gränsvärden för yt- och grundvatten, enligt vattendirektivet, inte överskrids. Riktvärden är framtagna för ytvatten respektive grundvatten Riktvärdet för grundvatten med avseende på skydd av ekosystem i Örbäcken (C eko_sw_gw. [µg/l]) beräknas enligt C eko _ sw_ gw C eko _ sw DF sw SGU Reviderad Hagforstvätten 33 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 där C ek_sw motsvarar ytvattenkriterierna [µg/l] i Tabell 3. DF sw motsvarar spädningsfaktorn mellan grundvatten och ytvatten [dimensionslös] enligt avsnitt 3.4 Riktvärdet för grundvatten med avseende på målet att underskrida ytvattenkriterierna enligt vattendirektivet (C vd_sw_gw. [µg/l]) beräknas enligt C vd _ sw_ gw C vd _ sw DF sw där C yd_sw [µg/l] motsvarar gränsvärdet för ytvatten enligt vattendirektivet i Tabell 3. Riktvärdet för grundvatten med avseende grundvattendirektivet (C vd_gw. [µg/l]) motsvaras av riktvärdena för grundvatten enligt SGU- FS 2008:2 i Tabell 3. Riktvärden för ytvatten och grundvatten är sammanställda i tabellen nedan. Tabell 11: Riktvärden med avseende på miljö och vattendirektiv. Skydd av ytvatten och grundvatten Media Ytvatten Ytvatten Grundvatten Grundvatten Grundvatten C eko_sw C vd_sw C eko_sw_gw C vd_sw_gw C vd_gw Enhet µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l Ämne Perkloretylen 5 10 50 100 9 Trikloretylen 5 10 50 100 1 Dikloretylen 7 saknas 70 - - Vinylklorid 900 saknas 9000 - - 5.2 Jämförelse mellan hälsobaserade riktvärden och uppmätta halter Bedömning av hälsorisker har gjorts genom att jämföra sammanställda halter i inomhusluft, porluft och grundvatten med beräknade hälsoriktvärden för samma medier. I bilaga 1, 2, 3 och finns samtliga anlyassvar redovisade och utvärderade med avseende på beräknade riktvärden. SGU Reviderad Hagforstvätten 34 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Tabell 12: Jämförelse mellan uppmätta halter i inomhusluft och riktvärden för inomhusluft för KM och MKM. Gråmarkerade cellen innebär att riktvärdet för KM överskrids och gråmarkerade och fetstilta celler innebär att även riktvärdet för MKM överskrids. PCE TCE cis-dce VC mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 medel 0,2 0,001 0,0004 <det. max 1,7 0,004 0,0005 <det. min 0,001 0,0003 0,0003 <det. C inomhus KM 0,1 0,001 0,01 0,0026 C inomhus MKM 0,55 0,01 0,05 0,01 I de hus som nyttjas för bostadsändamål har inga av mätningarna resulterat i halter som överskrider riktvärdet för C inomhus med avseende på känslig markanvändning (dvs motsvarande bostäder där barn och vuxna skall kunna vistas hela dygnet och alla dagar på året). Lokalerna inom gamla Hagforstvätten samt vid Janssons Lokalservice är att beakta som MKM områden. Inom dessa områden har uppmätta halter vid enstaka tillfället överskridit riktvärdet för MKM bland annat i jordkällaren, omklädningsrummet och kontoret på våning 1 vid Hagforstvätten och det samma gäller Janssons Lokalservices källare under kontoret. Det är med avseende på PCE och TCE riktvärdena överskridits. Tabell 13: Jämförelse mellan uppmätta halter i porluft och riktvärden för porluft för KM och MKM. Riktvärdet avser porluft precis under byggnaderna medan analyserna avser djup mellan 0-11 meter. Gråmarkerade cellen innebär att riktvärdet för KM överskrids och gråmarkerade och fetstilta celler innebär att även riktvärdet för MKM överskrids. PCE TCE cis-dce VC mg/m3 mg/m3 mg/m3 mg/m3 medel 123 0,6 0,08 <det.gräns max 2000 4,3 0,57 <det.gräns min 0,005 0,005 0,006 <det.gräns C porluft KM 120 24 12 3 C porluft MKM 657 131 66 17 I tabellen ovan ses att det för porluftsproven endast är med avseende på PCE som riktvärdena överskrids. Detta har noterats vid prover från SGU Reviderad Hagforstvätten 35 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 B13, B14, B19 och B20. B13, B14 och B20 ligger i anslutning till byggnaderna vid gamla Hagforstvätten. B19 ligger söder om tvätten med inte i anslutning till några byggnader. Det är i punkt B20 som den högsta halten uppmätts och den överskrider riktvärdet med avseende på MKM. Vilket inte övriga uppmätta halter gör. Tabell 14: Jämförelse mellan uppmätta halter i grundvatten och riktvärden för grundvatten för KM och MKM. Gråmarkerade cellen innebär att riktvärdet för KM överskrids och gråmarkerade och fetstilta celler innebär att även riktvärdet för MKM överskrids. PCE TCE cis-dce VC µg/l µg/l µg/l µg/l Huvudplym nedströms f.d. Hagforstvätten medel 3282 12 7 1,0 max 20000 110 120 4 min 0,6 0,2 1,0 1,0 Sekundär plym nedströms B19 medel 9429 359 173 6 max 100000 5600 1800 45 min 8 2 3 1 C gv_iv KM 1075 36 599 23 C gv_iv MKM 5887 197 3278 125 I tabellen ovan ses hälsorisker förknippade med inandning av ångor från grundvatten skulle kunna föreligga både nedströms tvätten och i anslutning till den sekundära plymen vid B19. Vid den sekundära plymen finns dock inga hus varför ingen hälsorisk förknippad med inandning av ångor bedöms föreligga så länge marken förblir obebyggd. För de prover som uttagits nedströms huvudplymen överskrids riktvärdet med avseende på hälsa för flertalet grundvattenprover. Det är bland annat utifrån detta som kompletterad provtagning skett i porluft och byggnader inom tvätten och nedströms tvätten. Dessa prover har (som konstaterats ovan) visat att halterna i bostäderna inte bör medföra en hälsorisk för de boende. För lokalerna inom Hagforstvätten och Janssons Lokalservice kan dock hälsorisker föreligga. 5.2.1 Risker förknippade med eventuellt dricksvattenintag För PCE, TCE och Vinylklorid finns gränsvärden för dricksvatten enligt Tabell 2. Sammanställda grundvattenhalter överskrider sammanställda gränsvärden för PCE, TCE och VC (mellan 2 och 5 000 gånger) för när dricksvattnet anses som otjänligt. Grundvattnet inom SGU Reviderad Hagforstvätten 36 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 området bedöms alltså utgöra en hälsorisk i det fall det skulle utnyttjas som dricksvatten. 5.3 Jämförelse mellan miljöbaserade riktvärden och uppmätta halter Bedömning av miljörisker har gjorts genom att jämföra sammanställda halter i grundvatten och ytvatten de miljöbaserade riktvärdena. I bilaga 1, 2, 3 och 4 finns samtliga anlyassvar redovisade och utvärderade med avseende på beräknade riktvärden. Tabell 15: Jämförelse mellan uppmätta halter i grundvatten och riktvärden för miljöbaserade riktvärden för grundvatten med avseende på ekotoxikologiska risker i Örbäcken (C eko_sw_gw) vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw_gw) och vattendirektivet för grundvatten (C vd_gw). Gråmarkerade cellen innebär att riktvärdet för C vd_gw överskrids, gråmarkerade och fetstilta celler innebär att även riktvärdet för C eko_sw_gw överskrid. Gråmarkerade, fetstilta och kursiva celler innebär att även riktvärdet för C vd_sw_gw överskrids. PCE TCE cis-dce VC µg/l µg/l µg/l µg/l Huvudplym nedströms f.d. Hagforstvätten medel 3282 12 7 1,0 max 20000 110 120 4 min 0,6 0,2 1,0 1,0 Sekundär plym nedströms B19 medel 9429 359 173 6 max 100000 5600 1800 45 min 8 2 3 1 Nedströms Örbäcken medel 73 3 1 1 max 230 11 3 1 min 0,1 0,5 1 1 Övriga provpunkter medel 3 0,4 1 1 max 15 1,0 1 1 min 0,1 0,1 1 1 C vd_gw 9 1 C eko_sw_gw 50 50 70 900 C vd_sw_gw 100 100 Tabell 16: Jämförelse mellan uppmätta halter i Örbäcken och riktvärden för miljöbaserade riktvärden för ytvatten med avseende på ekotoxikologiska risker (C eko_sw) och vattendirektivet för ytvatten (C vd_sw. Gråmarkerade cellen innebär att riktvärdet för SGU Reviderad Hagforstvätten 37 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 C eko_sw överskrids och gråmarkerade och fetstilta celler innebär att även riktvärdet för C vd_sw överskrids. PCE TCE cis-dce VC µg/l µg/l µg/l µg/l medel 31 0,9 1,4 <det.gräns max 68 1,8 2,5 <det.gräns min 15 0,5 1 <det.gräns C eko_sw 5 5 7 900 C vd_sw 10 10 I tabellerna ovan ses att uppmätta halter av PCE och TCE i grundvattnet och Örbäcken indikerar att ekologiska effekter kan uppstå i Örbäcken. Vattendirektiven med avseende på ytvatten och grundvatten överskrids med avseende på PCE i både ytvatten och grundvatten. 6 Slutsats Utifrån uppmätta halter i grundvatten och ytvatten bedöms risker främst kunna föreligga för att ekosystemet i Örbäcken påverkas av utläckaget från området och då med avseende på främst Perkloretylen (PCE) och Trikloretylen (TCE). Hälsorisker vid inandning av ångor bedöms, utifrån uppmätta halter i lokalerna vid den fd tvätten, industrilokalen samt Janssons Lokalservice, eventuellt föreligga för personer som vistas återkommande i dessa. Uppmätta halter av PCE inomhus vid tvätten, Industrilokalen och Janssons Lokalservice skulle även kunna ge upphov till bildning av Fosgen i hälsovådliga nivåer ifall svetsning sker i dessa byggnader. För bostäderna nedströms den primära föroreningskällan bedöms inga hälsorisker föreligga med avseende på inandning av ångor. Riskbilden kan dock förändras med tiden varför fortsatt övervakning kan behövas till dess att den primära föroreningskällan åtgärdats. Beräkningarna och riktvärden för grundvatten med avseende på hälsorisker baseras på en spädningsfaktor om 1/10 000 vilken troligen utgör ett konservativt mått på spädningen då det ovan grundvattenytan vanligtvis finns ett lager som har hög vattenmättnad och som gör SGU Reviderad Hagforstvätten 38 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 att föroreningstransporten går långsammare. En långsammare transport ger en större utspädning. Intag av det förorenade grundvattnet i form av dricksvatten utgör en hälsorisk. 6.1 Platsspecifika riktvärden som underlag för mätbara åtgärdsmål Inom ramen för huvudstudien föreslås riktvärden som kan ligga som underlag för mätbara åtgärdsmål vid en efterbehandling av området. Riktvärdena för PCE och TCE påverkas i stor utsträckning av huruvida SGUs riktvärden för grundvatten skall gälla för grundvattnet inom området. Dessa är ca 5-10 ggr lägre än nästa styrande riktvärde som är riktvärden med avseende på ekotoxikologiska effekter i Örbäcken. Denna skillnad i riktvärdeshalt kommer troligen att påverka åtgärdskostnaden och på sikt kommer den också att påverka det totala årliga läckaget ut från området. Åtgärdskostnad i förhållande till vad som är tekniskt genomförbart, erhållen föroreningsreduktion och kvarvarande förorening ingår som en del av riskvärderingen som följer på riskbedömningen. I tabellerna nedan har inte SGUs riktvärde för grundvatten beaktats. Skulle detta beaktas skall den sammanlagda koncentrationen av PCE och TCE i grundvattnet inte överstiga 10 µg/l. I de fall förorening finns både i grundvatten och i jorden kommer båda dessa föroreningskällor bidra till halten som uppstår i markens porluft respektive inomhusluften i byggnader ovan föroreningen. Åtgärdsmålen har inte justerats utifrån detta scenario. För att tillse att hälsoproblem inte uppstår i byggnader i de fall förorening finns både i mark och grundvatten bör åtgärdsmål för porluft och inomhusluft användas i stället. SGU Reviderad Hagforstvätten 39 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Tabell 17: Förslag till mätbara åtgärdsmål för området nedströms fd. Hagforstvätten. Grönfärgade celler styrs av hälsorisker förknippade med inandning av ånga och blå celler styrs av gränsvärdet för ekotoxikologiska effekter i Örbäcken. Rosa celler motsvarar det generella riktvärdet för förorenade mark enligt Naturvårdsverket vilka gäller för ytligt liggande normaltät jord. Känslig markanvändning Media Inomhusluft Porluft i marken Porluft i marken Grundvatten C inomhus C porluft C porluft C gv_iv Antaganden Porluft under byggnader Porluft på 10 meters djup GV på 10 meters djup map inandning Jord generellt riktvärde enligt NV Enhet mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 µg/l mg/kg TS Ämne Perkloretylen 0,10 120 1000 50 0,4 Trikloretylen 0,001 24 200 35 0,2 Dikloretylen 0,01 12 100 70 saknas Vinylklorid 0,0026 3 23 25 saknas Tabell 18: Förslag till mätbara åtgärdsmål för området inom fd. Hagforstvätten. Grönfärgade celler styrs av hälsorisker förknippade med inandning av ånga och blå celler styrs av gränsvärdet för ekotoxikologiska effekter i Örbäcken. Rosa celler motsvarar det generella riktvärdet för förorenade mark enligt Naturvårdsverket vilka gäller för ytligt liggande normaltät jord. Mindre känslig markanvändning Media Inomhusluft Porluft i marken Porluft i marken Grundvatten Jord C inomhus C porluft C porluft C gv_iv Antagande Porluft under byggnader Porluft på 10 meters djup GV på 10 meters djup map inandning generellt riktvärde enligt NV Enhet mg/m 3 mg/m 3 mg/m 3 µg/l mg/kg TS Ämne Perkloretylen 0,55 650 5000 50 1,2 Trikloretylen 0,01 130 1000 50 0,6 Dikloretylen 0,05 70 500 70 saknas Vinylklorid 0,01 15 130 125 saknas Sweco Environment AB Karlstad Johanna Leback Jan Embretsen Sofia Rolen (Medverkade vid framtagning av riskbedömningen 2008 innan revidering) SGU Reviderad Hagforstvätten 40 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 7 Referenser API, report 4715 september 2002: Evaluating hydrocarbon removal from source zones and its effect on dissolved plume lonevity and magnitude ATSDR Agency for toxic substances and disease registry, 1997, Fact sheet tetrachloroethylene, CAS 127-18-4 ATSDR, Agency for toxic substances and disease registry, 1997A, Faktablad tetrakloretylen CAS 127-18-4 ATSDR, Agency for toxic substances and disease registry, 1997B, Faktablad trikloretylen CAS 79-01-6 ATSDR, Agency for toxic substances and disease registry, 1997C, Faktablad vinylklorid CAS 75-01-4 Dahlberg. J. A, Kihlman. I. B, 1970, Gas Chromatographic Determination of Chlorinated Acetyl Chlorides and Phosgene Present in Air in Very Low Concentrations Dahlberg, J. A, Myrin. L. M, 1971, Ann. Occup. Hyg. Vol 14, pp 269-274. Pergamon Press 1971. Dahlberg. J, Wettsröm. R, 1972, Föredrag om svetsning i klorkolvätehaltig luft. Vid symposium i Skoghall, november 1972. Antecknignar erhållna från Wettström. R. Englöv P mfl, 2007, Klorerade lösningsmedel identifiering och val av efterbehandlingsmetod, Hållbar sanering rapport 5663 Liljelid I, Barregård L, Hälsoriskbedömning vid utredning av förorenade områden. Rapport 5859 inom kunskapsprogrammet Hållbar sanering. Naturvårdsverket. 2009, Riktvärden för förorenad mark. Naturvårdsverkets rapport 5976, september 2009. Livsmedelsverket (SLV), 2005, Livsmedelverkets föreskrifter om dricksvatten, SLVFS 2005:10 SGU Reviderad Hagforstvätten 41 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Kustbevakningen, 2003, Kemiska stridsmedel till sjöss-information och vägledning för svenska fiskare. Prevent, 2008 Kemiska ämnen - databas, http://kemi.prevent.se/ RAIS, Risk Assessment Information System, 2012A, Chronic inhalation reference concentration, trichloroethylene, http://rais.ornl.gov/ RAIS, Risk Assessment Information System, 2012B, Inhalation RfC metadata for dichloroethylene-1,2-cis, http://rais.ornl.gov/ RAIS, Risk Assessment Information System, 2012C, Chronic inhalation reference concentration, vinyl chloride, http://rais.ornl.gov/ RIVM National Institute for public health and the environment, 2007, Ekotoxicologically based environmental risk limits for several volatile aliphatic hydrocarbons, Report 601782002 SGU-FS 2008:2, Sveriges geologiska undersöknings föreskrifter om statusklassificering och miljökvalitetsnormer för grundvatten enligt förordningen (2004:660) om förvaltning av kvaliteten på vattenmiljön Sweco, 2012, PCE-förorening Hagfors. Kompletterande undersökning 2011 US EPA, Office of pollution prevention and toxics (1994) Chemicals in the environment Perchloroethylene, (CAS NO. 127-18-4) Vattenmyndigheten, 2012, www.vattnemyndigheterna.se Victorin K, 1998, Risk assessment of carcinogenic air pollutants, IMM rapport 1/98. Air toxics and risk assessment, 2008-10, http://books.google.se/books?id=jvvdgiht9qc&pg=pa561&lpg=pa561&dq=vinyl+chloride+risk+mg/m 3&source=web&ots=uRK6u9lXG8&sig=V6Vbb7xJbVsCMqCI9RTC1i A74VQ&hl=sv&sa=X&oi=book_result&resnum=3&ct=result#PPA551, M1 SGU Reviderad Hagforstvätten 42 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

ra02s 2008-06-03 Bilaga 7 Muntlig kommunikation: Lagerqvist Gunnar, Länsstyrelsen I Värmlands län, oktober 2008 debeer Karin, Länsstyrelsen I Värmlands län, november 2008 SGU Reviderad Hagforstvätten 43 (43) Uppdrag 1331060; jleb p:\1345\1331178\000\19 original\huvudstudie\sgu granskning\bilaga 7 riskbedömning.doc

Tillgänglighet Geologi/ hydrogeologi Geokemi Föroreningar* Bilaga 8:1 Tabell 1, tvätten Identifiering av åtgärdsstrategier och inledande metodscreening Hagforstvätten, huvudkälla vid f.d. tvätten Generella åtgärdsinsatser Generella åtgärdsinsatser för fortsatt övervägande (Ja/Nej) Metod/åtgärd Screeningkriterier Kommentarer Metod för fortsatt övervägande (Ja/Nej) Efterbehandling av jord vid tvätten (Källzon) Åtgärdsmål: Skydd av människors hälsa genom minskning av inträngning av PCE-gaser till byggnader som skydd mot inandning av PCE och fosgen som bildas vid svetsning samt skydd av ytvatten i Örbäcken 1): 0,55 mg PCE/m3 i industrilokaler 650 mg PCE/m3 i porgas under platta 2): 50 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. miljö samt vatterndirektivet i Örbäcken) Ingen åtgärd Ja Inte applicerbar - - - - Inget av åtgärdsmålen för jord kommer att uppfyllas men nollalternativet skall ändå bedömas Ja Administrativa skyddsåtgärder Ja Markanvändningsrestriktioner P P P P Restriktioner bör kunna upprättas för att begränsa markanvändningen med syfte att skydda människors hälsa Ja Tekniska skyddsåtgärder inomhusmiljö Ja Ventilation under bottenplatta och åtgärder avseende inomhusluft P P P P Tekniska skyddsåtgärder bör kunna genomföras för att minska hälsorisker till följd av gasinträngning i byggnader. Vid Janssons Lokalservice borde denna åtgärd lösa problemet. (Janssons Lokalservice är belägen över plym nära källzonen) Långtidsuppföljning Ja Jord- och porgaskontroll P P P P Erfordras sannolikt för att dokumentera effekten av tekniska skyddsåtgärder och massreduktionsåtgärder. Ja Övervakad naturlig nedbrytning Nej Inte applicerbar - - - - Inget av åtgärdsmålen för jord kommer att uppfyllas. Nej Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. I Hagfors bedöms metoden vara svår att genomföra p.g.a. stort djup och överliggande byggnader vid huvudkällan. Metoden Inneslutning Ja Fysiska barriärer OP P P P bedöms inte ge önskad effekt. Nej Massreduktion Urgrävning och ex situ-behandling O O P P Urgrävning av förorenad jord (till stora djup under gvy) inte möjlig utan att byggnaderna rivs. Kräver spontning. Nej Förorening föreligger till stor del i lågpermeabla lager insprängt i permeabla massor. Passar i jordarter mellan sand och lera. Svårt att utföra flerfasextraktion när det finns inslag av permeabla massor (grov sand, grus). Ja Flerfasextraktion P O P P Viss massreduktion kan uppnås. Nej Effektiv metod vid permeabla jordarter, mindre effektiv för lågpermeabla jordar. Massreduktion kan under gynnsamma förhållanden vara god. Kan mobilisera PCE. Metoden bedöms inte vara tillämpbar vid huvudkällan i Porgasextraktion, luftinjektion P P P P Hagfors då det finns stora mängder PCE inlagrad i lågpermeabla skikt. Metoden är främst avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, mindre känslig för mängd i källan. Nej Vatten med tillsats av lösningsmedel eller tensider, injekteras under markytan för att öka extraktionen av fri fas. Metod under utveckling. Risk för mobilisering av förorening. Permeabla massor liten specifik area och låg organisk halt medför högre sannolikhet för framgång, Fri fas, medel vattenlöslighet, medel ångtryck och medel densitet medför måttlig sannolikhet för framgång. I Hagfors, och då speciellt vid huvudkällan, bedöms inte Jordtvättning in situ P P P P metoden vara tillämpbar p.g.a. stor andel finkorniga material. Lateral spridning av föroreningar kan ske beroende på förekomst av pwermeabla skikt i lågpermeabla lager. Stor andel förorening finns i lågpermeabla lager. Nej Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl Lämplig metod för behandling av jord. Användbar även i lågpermeabla lager. Har tidigare använts med bra resultat. Kostbar, speciellt om förorening, som i det aktuella fallet, föreligger under gvy. Metoden är avhängig av att Termisk behandling in situ P P P P källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. Om den skall användas under grundvattenytan är den mycket känslig för grundvattenflödets storlek. Ja Reduktiv deklorering P O P P Metoden fungerar bäst på löst och adsorberat fas i högpermeabla lager i källzon och plym där det är enklare att skapa en reduktiv miljö samt att distribuera bakterier. Förorening i ångfas kan vara svåra att nå men ångavgången kommer att minska om källstyrkan reduceras. Förorening i fri fas bedöms svår att behandla. Viss effekt kan fås i randzonen mot fri fas. I lågpermeabla material finns det svårighet med att distribuera organiskt material och bakterier. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. Nej Nanojärn har, speciellt om det injiseras emulgerad i olja eller inkoroprerad i aktiverat kol, god effekt på nedbrytning och kommer även att immobilisera PCE och på så sätt förhindra spridning. Svårighet att fördela inom Kemisk reduktion in situ P P P P lågpermeabla lager. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. Ja Kemisk oxidation in situ P OP P P Metoden är avhängig av en god distribution i jorden för att kunna oxidera föroreningarna. Speciellt gäller detta i lågpermeabla lager. Det bedöms svårt att få en god inblandning vid huvudkällan. Ofta ses en återhöjning av halter i grundvatten ett tag efter att en åtgärd bestående av kemisk oxidation har utförts i geologisk typmiljö II och III. Det beror på att den kemiska oxidationen endast är verksam under en begränsad tid. Om kemikalier blandas in med skruv i stället för att injekteras kan något bättre resultat förväntas. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. Ja Växtsanering sker genom olika processer, typ fytoextraktion, fytoförångning, fytonedbrytningfytostabilisering, stimulerad bionedbrytning i rotzonen. Den används främst i plymer. För att kunna verka krävs det att föroreningen Växtbehandling P O P P ligger inom räckhåll för växternas rotsystem. Förorenade jordlager är inte åtkomliga (stora jorddjup). Nej Efterbehandling av grundvatten nedströms tvätten (Plym) Ingen åtgärd Nej Ingen åtgärd - - - - Inget av åtgärdsmålen för grundvatten eller ytvatten kommer att uppfyllas Nej Administrativa skyddsåtgärder Ja Restriktioner i användning av grundvatten människor. Restriktioner om grundvattennyttjande bör kunna upprättas för att skydda människors hälsa. Vid problem med halter i inomhusluft (Janssons Lokalservice) kan endast restriktioner som hindrar användning av hus skydda P P P P Ja Tekniska skyddsåtgärder inomhusmiljö Ja Ventilation under bottenplatta och Tekniska skyddsåtgärder bör kunna genomföras för att minska hälsorisker till följd av gasinträngning i byggnader. Vid Janssons Lokalservice borde denna åtgärd lösa problemet. Kan användas i hus nedströms om problem P P P P åtgärder avseende inomhusluft uppstår. Ja Långtidsuppföljning Ja Grundvattenkontroll P P P P Erfordras sannolikt för att dokumentera effekten av massreduktionsåtgärder Ja Övervakad naturlig nedbrytning Ja Grundvattenkontroll P P P P Kan vara ett kompliment till massreduktionsåtgärder Ja Inneslutning Ja Fysisk barriär P P P P Fysiska barriärer nedströms källzonen (tätspont eller slurrybarriär) kan uppfylla åtgärdsmålen Ja Pumpning och behandling P P P P Hydraulisk inneslutning kan uppfylla åtgärdsmålet. Behandling av grundvatten ex situ krävs. Flera alternativ finns för behandling ex situ Ja Massreduktion Ja Flerfasextraktion P O P P Ineffektiv i högpermeabla jordarte Nej Metoden är oftast inte aktuell att använda i plymen men i Hagfors skulle den kunna användas som en barriär innan Örbäcken. Vid plymen från den sekundära källan vid B19 kan den kombinerade metoden Luftinjektering Luftinjektering/porgasextraktion P P P P Ja porgasextraktion sannolikt fungera. Metoden är främst avhängig av att plymens omfattning har karterats väl, mindre känslig för mängd. Jordtvättning in situ P P P P Metod lämpad för källförorening. Nej Förklaring: * Aktuella föroreningar är PCE, TCE, cdce P - Metoden tillämplig vid rådande förhållanden O - Metoden inte tillämplig vid rådande förhållanden OP - Metoden kan vara delvis tillämplig Åtgärdsmål plym: Skydd av männiksors hälsa genom minskning av inträngning av PCE-gaser samt skydd av ytvatten i Örbäcken 1): 0,1 mg PCE/m3 i bostadshus 120 mg PCE/m3 i porgas under platta 2): 50 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. miljö samt vatterndirektivet i Örbäcken) 3): 9 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. Grundvattendirektivet, Hagforsåsen är en vattenförekomst). Bedöms omöjligt att nå. Termisk behandling in situ P P P P Metod lämpad för källförorening. Nej Reduktiv deklorering P P P P Metoden fungerar bäst på löst och adsorberat fas i högpermeabla lager i källzon och plym där det är enklare att skapa en reduktiv miljö samt att distribuera bakterier. Förorening i ångfas kan vara svåra att nå men ångavgången kommer att minska om källstyrkan reduceras. I lågpermeabla material finns det svårighet med att distribuera organiskt material och bakterier. Metoden är avhängig av att plymens omfattning har karterats väl, Ja okänslig för mängd. Kemisk oxidation in situ P P P P Permanganat, persulfat och/eller Fenton's reagens Ja Metoden används i plym, antingen strax nedströms källzonen alternativt innan utlopp till Örbäcken. Metoden är avhängig av att plymen och grundvattensituationen har karterats väl, mindre känslig för källområdets Kemisk reduktion in situ P P P P omfattning och för mängd i källan. Grundvattenhastigheten i åsmaterialet sannolikt är sannolikt så hög att PRB skulle bli orealistiskt stor. Ja Växtsanering sker genom olika processer, typ fytoextraktion, fytoförångning, fytonedbrytningfytostabilisering, stimulerad bionedbrytning i rotzonen. Den används främst i plymer. För att kunna verka krävs det att föroreningen Växtbehandling O O P P ligger inom räckhåll för växternas rotsystem. Förorenade jordlager är inte åtkomliga (stora jorddjup). Kan fungera på platån nära Örbäcken. Nej Ja 1 2013-01-24 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 8-1

Genomförbarhet Förmåga att nå åtgärdsmålen Tidsåtgång att nå åtgärdsmålen Teknikmognad Tidsåtgång för efterbehandlingen Kostnader Tabell 2, tvätten Fördjupad metodanalys Hagforstvätten, huvudkälla vid f.d. tvätten Bilaga 8:2 Bedömningskriterier Metod/åtgärd Teknik Summa poäng (max. 30) Vald som primär åtgärdsm etod/- teknik (Ja/Nej) Vald som komplett erande åtgärdsm etod/- teknik (Ja/Nej) Kommentarer Efterbehandling av jord (Källzon) Ingen åtgärd Ingen åtgärd 5 0 0 5 5 5 20 Nej Ja Åtgärdsmålet kan inte uppnås. Nollalternativet skall dock bedömas även i nästa steg. Administrativa skyddsåtgärder Markanvändningsrestriktioner 2 0 2 5 5 5 19 Nej Ja Åtgärdsmål skulle kunna uppnås, men förutsätter överenskommelse med fastighetsägare. Båda åtgärdsmålen skulle kunna uppnås. Lämplig metod för Janssons Lokalservice där halt ligger strax över riktvärdetåtgärdsmålet. Ingen Tekniska skyddsåtgärder Ventilation under bottenplatta och åtgärder avseen 5 5 2 5 0 5 22 Nej Ja källreduktion. Metoden föreslås som en separat (dock ej primär) åtgärd då man med den snabbt kan uppnå målet beträffande halter i inomhusmiljö inomhusluften i Janssons Lokalservice. Långtidsuppföljning Jord- och porgaskontroll 4 0 2 4 2 4 16 Nej Ja Åtgärdsmålen kan inte uppnås som enda metod, men erfordras sannolikt som komplement till andra primära åtgärder/metoder. Termisk behandling in situ/porgasextraktion Kemisk reduktion in situ Elektrisk konduktiv uppvärmning 4 5 5 4 5 1 24 Ja Nej Ånguppvärmning 4 5 5 4 5 1 24 Ja Nej Elektrisk resistivitetsuppvärmning 2 5 5 3 5 1 21 Ja Nej Metalliskt järnpulver (nano) i aktivt kol eller i emulsifuerad olja 3 4 5 3 4 2 21 Ja Kemisk oxidation in situ KMnO4, Fentons reagens och persulfat 2 2 3 4 4 2 17 Nej Nej Efterbehandling av grundvatten (Plym) Åtgärdsmål: Skydd av människors hälsa genom minskning av inträngning av PCE-gaser till byggnader som skydd mot inandning av PCE och fosgen som bildas vid svetsning samt skydd av ytvatten i Örbäcken 1): 0,55 mg PCE/m3 i industrilokaler 650 mg PCE/m3 i porgas under platta 2): 50 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. miljö samt vatterndirektivet i Örbäcken) Åtgärdsmål plym: Skydd av männiksors hälsa genom minskning av inträngning av PCE-gaser samt skydd av ytvatten i Örbäcken 1): 0,1 mg PCE/m3 i bostadshus 120 mg PCE/m3 i porgas under platta 2): 50 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. miljö samt vatterndirektivet i Örbäcken) 3): 9 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. Grundvattendirektivet, Hagforsåsen är en vattenförekomst). Bedöms omöjligt att nå. Båda åtgärdsmålen kan uppnås inom rimlig tid. Tillgänglig plats för uppvärmningsanordningar kan vara ett problem och höga temperaturer kan utgöra fara för verksamheten vid anläggningen. Förorening under gvy innebär att metoden sannolikt måste kombineras med ånginjektion för att kunna leverera tillräcklig effekt. Båda åtgärdsmålen kan uppnås inom rimlig tid. Tillgänglig plats för uppvärmningsanordningar kan vara ett problem och höga temperaturer kan utgöra fara för verksamheten vid anläggningen. Förorening under gvy kan behandlas med ånga då man kan leverera hög effekt per m med denna metod Lämpar sig best i lågpermeabla jordar med hög organisk halt. Båda åtgärdsmålen kan uppnås inom rimlig tid. Tillgänglig plats för uppvärmningselektroder kan vara ett problem. Svårt att injektera så hela föroreningen nås, speciellt i lågpermeabla lager. God effekt av inblandning kan nås om inblandning utförs med skruv. Om nanojärn blandas i emulsifierad olja alternativt inkorporeras i kol kommer PCE att kvarhållas. Åtgärdsmålet skulle då sannolikt kunna uppnås genom behandling i källområde. Svårt att injektera så hela föroreningen nås, speciellt i lågpermeabla lager. Då kemisk oxidation verkar i stort sätt momentant bedöms det svårt att nå åtgärdsmålen kunna nås även om kemikalierna blandas inmed skruv. Resirkulering av kemikalier inte möjlig p.g.a. lågpermeabla lager samt stor föroreningsmängd ovan gvy. Ingen åtgärd Ingen åtgärd 5 0 0 5 5 5 20 Nej Ja Åtgärdsmålet kan inte uppnås. Nollalternativet skall dock bedömas även i nästa steg. Administrativa skyddsåtgärder Restriktioner i användning av grundvatten samt restriktioner ang. användning av hus 2 0 0 5 5 5 17 Nej Nej Åtgärdsmålen kan inte uppnås. Långtidsuppföljning Grundvattenkontroll 5 0 0 5 0 4 14 Nej Ja Åtgärdsmålen kan inte uppnås, men erfordras sannolikt som komplement till andra primära åtgärder/metoder. Övervakad naturlig nedbrytning (ÖNS) Grundvattenkontroll 5 0 0 4 2 3 14 Nej Ja Åtgärdsmålen kan inte uppnås som enda metod, men kan användas som komplement till andra primära åtgärder/metoder. Fysisk barriär Slurrybarriär/tätspont nedströms källzon 3 3 4 5 2 2 19 Nej Nej Åtgärdsmål 1, 2 (för Janssons Lokalservice) och 4 skulle kunna uppnås, Övriga åtgärdsmål kan inte uppnås Pumpning och behandling Avdrivning med luft/granulerat aktivt kol 5 3 3 5 1 2 19 Nej Ja Åtgärdsmål 4 kan uppnås inom rimlig tid, övriga åtgärdsmål kommer sannolikt inte att kunna uppnås. Lång ebh-tid erfordras. Kan användas temporärt som kompletterande åtgärdsteknik Flerfasextraktion Flerfasextraktion 3 3 2 5 2 3 18 Nej Nej Osäkert om åtgärdsmålen kan uppnås. Luftinjektering/porgasextraktion Luftinjektering/porgasextraktion/granulerat aktivt kol 4 4 2 4 2 3 19 Nej Nej Åtgärdsmål 1 och 2 kan uppnås inom rimlig tid, men lång ebh-tid erfordras. Sannolikt kan även åtgärdsmål 4 och 5 uppnås på sikt. Reduktiv deklorering Anaerob 4 4 3 4 4 3 22 Ja Nej Åtgärdsmålen (förutom åtgäredsmål 3) skulle kunna uppnås inom rimlig tid genom behandling i plym. Sannolikt behov av recirkulation p.g.a. stort grundvattenflöde. Kemisk oxidation in situ Permanganat/persulfat 4 4 3 3 4 3 21 Ja Nej Åtgärdsmålet skulle kunna uppnås inom rimlig tid genom behandling i källområde om god inblandning kunde erhållas. Bedöms svårt att genomföra en god inblandning även med skruv. Recirkulation inte möjlig p.g.a. lågpermeabla lager. Fentons reagens 3 4 3 3 4 2 19 Nej Nej Behandling i källområde bedöms mycket svår p.g.a. snabb reaktion i kombination med lågpermeabla lager. Gas och värmeutveckling kan utgöra problem. Ozoninjektion/porgasextraktion 3 3 3 3 3 2 17 Nej Nej Behandling i källområde bedöms mycket svår p.g.a. snabb reaktion i kombination med lågpermeabla lager. Tidsåtgången är osäker beroende på osäkerhet om massreduktionseffekten av ozon. Kemisk reduktion in situ Permeabel reaktiv barriär 3 2 3 5 2 2 17 Nej Nej Åtgärdsmål 4 kan uppnås genom behandling i plym innan Örbäcken. Grundvattnets flödeshastighet hög vilket innebär att barriärens tjocklek måste vara stor. Metalliskt järnpulver (nano) i aktivt kol eller i emulsifuerad olja 4 4 5 3 4 2 22 Ja Nej Åtgärdsmålen (förutom åtgärdsmål 3) skulle kunna uppnås genom behandling i källområde. Vidare kan en reaktiv barriär med nanojärn innan Örbäcken medföra att åtgärdsmål 4 kan nås. Grundvattnets flödeshastighet hög vilket innebär att barriärens tjocklek måste vara stor. 1 2013-01-24 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 8-2

Tabell 3, tvätten Sammanställning och bedömning av åtgärdsalternativ för jord (Källzon) Hagfors, området vid f.d. tvätten Bilaga 8:3 1 2 3 4 Bedömningskriterier Skydd av människors hälsa och miljön Uppfyllande av myndighetskrav Långtidseffekt och beständighet Reduktion av toxicitet, mobilitet, volym och mängd 5 Korttidseffekt Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Ja - Termisk behandling minskar Ja - metallisk nanojärn (i emulsifierad Ja - Tekniska skyddsåtgärder medför minskad föroreningshalterna i jord och olja alt i aktiverat kol) immobiliserar Sannolikt inte 0 gasinträngning i hus. Administrativa porgasextraktionen förhindrar PCE och bryter ner det på sikt. 3 5 skyddsåtgärder förhindrar annan gasinträngning. Administrativa Administrativa skyddsåtgärder 4 markanvändning (bostäder). skyddsåtgärder förhindrar annan förhindrar annan markanvändning markanvändning (bostäder). (bostäder). Sannolikt inte 0 Ja, i den del som rör inomhusluft. 3 Ja 5 Ja 5 Högst oklart om långtidseffekter. Förändringar i platsförhållanden och vattenförhållanden kan förändra påverkan på ytvattnet. Minskar inte föroreningsmängd, mobilitet och volym. Inga effekter i anslutning till genomförandet. Tid att uppnå åtgärdsmålet kan bedömas först efter det att fördjupade undersökningar genomförts. 6 Genomförbarhet Enkelt genomförande. 5 7 Kostnader 1 0 2 Acceptabel - Kräver D&U under lång tid, vilket ökar osäkerheten i långtidseffekt. Dålig - Minskar inte föroreningsmängd, mobilitet och volym. Genomförandet medför inte några betydande hälso- eller säkerhetsproblem. Ågärdsmålen beträffande inomhusluft kan uppnås på kort tid. Enkelt genomförande. Kan snabbt utföras för att komma tillrätta med inläckaget i Janssons Lokalservice. 3 0 5 5 Mycket god - Efterbehandlingen påskyndas genom termisk behandling, vilket minskar osäkerheten beträffande möjlig framtida markanvändning. Mycket god - Snabb reduktion av föroreningsmängd, mobilitet, toxicitet och volym genom termisk behandling. Särskilda säkerhetsarrangemang krävs för framställning och hantering av ånga. Åtgärdsmålen kan uppnås inom relativt kort tidsrymd. Relativt komplicerat genomförande. Hantering av gaser med höga PCEkoncentrationer. Kapitalkostnader Låga (undersökningar) Låga Höga 5 5 3 3 God - Efterbehandlingen påskyndas genom tillsats av aktivt kol eller emulsifierad olja. Distributionen kritisk. God - Snabb reduktion av föroreningsmängd, mobilitet, toxicitet och volym genom immobilisering och nedbrytning. Distributionen kritisk. Genom tillsats av aktivt kol eller emulsifierad olja immobiliseras PCE. Relativt komplicerat genomförande. Viktigt att injektionen av nanojärn/kol når ut till det förorenade området. Inblandning med skruv bättre än injektering. Höga (injektion/inblandning, kemikaliekostnader) Årliga D&U-kostnader Inga till låga (kontroll) 5 Låga (arbetskraft, kolfilter, kontroll) 5 Höga (arbetskraft, el, kolfilter, kontroll) 1 Låga 2 Bedömd efterbehandlingstid >30 år >30 år <5 år <5 år Total nuvärdeskostnad Låg Låg Måttlig - hög Måttlig - hög 8 Myndighetsacceptans 9 Samhällsacceptans 1. Ingen åtgärd Sannolikt mycket låg på grund av fortsatt hög PCE halt i grundvatten och PCE-läckage till ytvatten samt fortsatt risk för PCE i inomhusluft. Sannolikt mycket låg på grund av fortsatt hög PCE halt i grundvatten och PCE-läckage till ytvatten samt fortsatt risk för PCE i inomhusluft. 0 0 Åtgärdsalternativ - Poängbedömning: 0 = lägst (sämst) och 5 = högst (bäst) 2. Tekniska skyddsåtgärder avseende inomhusmiljö (egentligen en kompletterande teknik, kan snabbt genomföras) kompletterade med administrativa skyddsåtgärder och långtidsuppföljning Kan sannolikt accepteras i den del som rör inomhusluft även om lång ebh-tid och avsaknad av föroreningsreduktion inte är önskvärd. Medför skydd av människors hälsa och kan sannolikt accepteras i den del som rör inomhusluft även om lång ebh-tid och avsaknad av föroreningsreduktion inte är önskvärd. 2 2 3. Termisk behandling in situ (Konduktiv uppvärmning över gvy, ånga under gvy alt ånga över/under) i kombination med porgasextraktion, kompletterad med administrativa skyddsåtgärder och långtidsuppföljning Förväntas accepteras. Kort ebh-tid är önskvärd. Medför skydd av människors hälsa och förväntas accepteras. 5 5 4. Kemisk reduktion. Metalliskt järnpulver (nano) i aktivt kol eller i emulsifuerad olja kompletterad med administrativa skyddsåtgärder och långtidsuppföljning Förväntas accepteras. Kort ebh-tid är önskvärd. Medför skydd av människors hälsa och förväntas accepteras. Poängsumma Alternativ 1 13 Alternativ 2 28 Alternativ 3 37 Alternativ 4 34 4 4 4 3 4 4 1 2013-01-24 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 8-3

Tabell 4, tvätten Sammanställning och bedömning av åtgärdsalternativ för grundvatten (Plym) Hagforstvätten, huvudkälla vid f.d. tvätten Bilaga 8:4 Åtgärdsalternativ - Poängbedömning: 0 = lägst (sämst) och 5 = högst (bäst) Bedömningskriterier 1. Ingen åtgärd 2. Tekniska skyddsåtgärder avseende inomhusmiljö (egentligen en kompletterande teknik, kan snabbt genomföras) kompletterade med administrativa skyddsåtgärder och långtidsuppföljning 3. Reduktiv deklorering kombinerad med övervakad naturlig nedbrytning och långtidsuppföljning. 4. Kemisk oxidation i situ med permanganat kombinerad med långtidsuppföljning 5. Kemisk reduktion. Permeabel reaktiv barriär innan Örbäcken med metalliskt järn (nanojärn) i emulsifierad olja alternativt aktiverat kol kombinerad med långtidsuppföljning 1 2 3 4 Skydd av människors hälsa och miljön Uppfyllande av myndighetskrav Långtidseffekt och beständighet Reduktion av toxicitet, mobilitet, volym och mängd 5 Korttidseffekt Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Ja - Föroreningstransport till Sannolikt inte 0 Ja - Tekniska skyddsåtgärder medför Örbäcken begränsas och därmed Ja - Föroreningstransport begränsas och Ja - Föroreningstransport begränsas minskad gasinträngning i hus. påverkan på ytvatten. Grundvattnet därmed påverkan på ytvatten. Åtgärdsmål och därmed påverkan på ytvatten. Administrativa skyddsåtgärder 3 4 4 påverkas ej om inte källzonen för grundvatten enl Grundvattendirektivet Åtgärdsmål för grundvatten enl förhindrar annan markanvändning åtgärdas. Åtgärdsmål för grundvatten kan inte nås Grundvattendirektivet kan inte nås (bostäder). enl Grundvattendirektivet kan inte 3 nås Sannolikt inte 0 Ja, i den del som rör inomhusluft. 3 Högst oklart om långtidseffekter. Förändringar i platsförhållanden och vattenförhållanden kan förändra påverkan på ytvattnet. Minskar inte föroreningsmängd, mobilitet och volym. Inga effekter i anslutning till genomförandet. Tid att uppnå åtgärdsmålet kan bedömas först efter det att fördjupade undersökningar genomförts. 6 Genomförbarhet Enkelt genomförande. 5 1 0 2 Acceptabel - Kräver D&U under lång tid, vilket ökar osäkerheten i långtidseffekt. Dålig - Minskar inte föroreningsmängd, mobilitet och volym. Genomförandet medför inte några betydande hälso- eller säkerhetsproblem. Ågärdsmålen beträffande inomhusluft kan uppnås på kort tid. Andra åtgärdsmål kan inte nås. Enkelt genomförande. Kan snabbt utföras för att komma tillrätta med inläckaget i Janssons Lokalservice 3 0 5 5 Ja, men åtgärdsmål för grundvatten enl Grundvattendirektivet kan inte nås God - Kan användas som biobarriär i plymen, vilket minskar ebh-tiden. När systemet har gjorts anaerobt och bakterier tillsatts krävs relativt liten insats för att systemet skall fortsätta med ÖNS för efterföljande långtids"polering". Massreduktion genom destruktion inom plymen. Genomförandet medför inte några betydande hälso- eller säkerhetsproblem. Åtgärdsmål beträffande Örbäcken kan uppnås men på något längre sikt än vad gäller kemisk oxidation och kemisk reduktion. Relativt enkelt genomförande. Erforderliga ytor för brunnar, ledningar och doseringsutrustning kan vara begränsade. Behandlingstester bör genomföras som underlag för dimensionering. Sannolikt behövs recirkulering av grundvatten p.g.a. stort grundvattenflöde. 4 5 5 4 4 Ja, men åtgärdsmål för grundvatten enl Grundvattendirektivet kan inte nås God - kräver dock tillförsel av kemikalier under tiden ebh utförs. Resirkulation av kemikalier krävs.intensiv ebh av källområdet minskar osäkerheten om långtidseffekter. Massreduktion genom destruktion inom plymen. Bäst lämpad för ebh av källområdet. Säkerhet vid hantering av oxidationsmedel bör uppmärksammas, men riskerna bedöms som måttliga. Relativt enkelt genomförande. Erforderliga ytor för brunnar, ledningar och doseringsutrustning kan vara begränsade. Behandlingstester kan behövas som underlag för dimensionering. Resirkulation av kemikalier krävs. p.g.a. stort grundvattenflöde. 4 3 5 4 4 För ytvattnet ja, ingen påverkan på grundvattnet om inte källzonen åtgärdas. Acceptabel - Efterbehandlingstiden lång, vilket innbär att åtgärden måste kompletteras (nytt aktivt material tillföras) efter några 10 tals år. Massreduktion genom destruktion där plymen läcker till Örbäcken. Påverkar ej källföroreningen eller plym i övrigt. Särskilda säkerhetsarrangemang krävs vid installation av barriären. Åtgärdsmål 4 kan nås inom måttlig tid. Övriga åtgärdsmål påverkas ej. Relativt enkelt genomförande, men beroende av undermarksinstallationer nära Örbäcken. Kan innebära stabilitetsproblem under installationen. 7 Kostnader Kapitalkostnader Låga (undersökningar) Låga Måttliga Måttliga Måttliga Årliga D&U-kostnader Inga till låga (kontroll) Måttliga (arbetskraft, elektrondonatorer, Höga (oxidationsmedel, arbetskraft, Höga (kontroll), måttliga gällande Låga (arbetskraft, kolfilter, kontroll) 5 5 kontroll) 4 kontroll) 3 komplettering 3 Bedömd efterbehandlingstid >30 år >30 år <10 år <5 år >30 år Total nuvärdeskostnad Låg Låg Låg - måttlig Måttlig Måttlig 8 Myndighetsacceptans 9 Samhällsacceptans Sannolikt mycket låg på grund av fortsatt hög PCE halt i grundvatten och PCE-läckage till ytvatten Sannolikt mycket låg på grund av fortsatt hög PCE halt i grundvatten och PCE-läckage till ytvatten 0 0 Kan sannolikt accepteras i den del som rör inomhusluft även om lång ebhtid och avsaknad av föroreningsreduktion inte är önskvärd. Medför skydd av människors hälsa och kan sannolikt accepteras i den del som rör inomhusluft även om lång ebh-tid och avsaknad av föroreningsreduktion inte är önskvärd. 2 2 Förväntas accepteras. Massreduktion inom källområde önskvärd, måste doch utföras med annan metod. ÖNS fortsätter nedbrytning. Förväntas accepteras. Massreduktion inom källområde önskvärd, måste doch utföras med annan metod. ÖNS fortsätter nedbrytning. 5 5 Förväntas accepteras. Massreduktion inom källområde önskvärd. Förväntas accepteras. Massreduktion inom källområde önskvärd. 4 4 Kan förväntas accepteras, även om lång ebh-tid och begränsad föroreningsreduktion sannolikt inte är önskvärd. Kan förväntas accepteras, även om lång ebh-tid och begränsad föroreningsreduktion sannolikt inte är önskvärd. Poängsumma Alternativ 1 13 Alternativ 2 28 Alternativ 3 40 Alternativ 4 35 Alternativ 5 27 3 3 3 3 3 3 3 1 2013-01-24 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 8-4

Tillgänglighet Geologi/ hydrogeologi Geokemi Föroreningar* Bilaga 8:5 Tabell 1, B19 Identifiering av åtgärdsstrategier och inledande metodscreening Hagforstvätten, sekundär källa vid B19 Screeningkriterier Generella åtgärdsinsatser Generella åtgärdsinsatser för fortsatt övervägande (Ja/Nej) Metod/åtgärd Kommentarer Metod för fortsatt överväga nde (Ja/Nej) Efterbehandling av jord vid B19 (Källzon) Ingen åtgärd Ja Ingen åtgärd P P P P Inga byggnader finns Inga åtgärder erfordras. Nollalternativ skall bedömas Ja Administrativa skyddsåtgärder Ja Markanvändningsrestriktioner P P P P Restriktioner om framtida bebyggelse bör upprättas. Ja Tekniska skyddsåtgärder inomhusmiljö Ja Ventilation under bottenplatta och åtgärder avseende inomhusluft P P P P Inga byggnader berörs Nej Långtidsuppföljning Ja Jord- och porgaskontroll P P P P Erfordras sannolikt för att dokumentera effekten av tekniska skyddsåtgärder och massreduktionsåtgärder Ja Övervakad naturlig nedbrytning Nej Inte applicerbar - - - - Inget av åtgärdsmålen för jord kommer att uppfyllas Nej Inneslutning Ja Fysiska barriärer OP OP P P Innslutning möjlig, stort djup, förorening finns främst på djupet. Eventuell blockig mark. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. I Hagfors bedöms metoden vara svår att genomföra p.g.a. stort djup och eventuell blockig mark vid sekundära källan. Metoden bedöms inte ge önskad effekt. Om mobil fri fas återfinns i högpermeabla jordar i den sekundära källzonen kan pumpning vara ett alternativ som en kompletterande åtgärd. Massreduktion Urgrävning och ex situ-behandling P O P P Urgrävning av förorenad jord (till stora djup under gvy) inte möjlig utan omfattende spontning och grundvattenhantering. Nej Ja Flerfasextraktion P O P P Förorening föreligger till stor del i permeabla massor. Svårt att utföra flerfasextraktion vid grövre jordar. Viss massreduktion kan uppnås. Nej Porgasextraktion, luftinjektion P P P P Effektiv metod vid permeabla jordarter. Massreduktion kan under gynnsamma förhållanden vara god. Kan mobilisera PCE. Vid den sekundära källan vid B19 kan den kombinerade metoden Luftinjektering porgasextraktion sannolikt fungera. Metoden är främst avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, mindre känslig för mängd i källan. Ja Vatten med tillsats av lösningsmedel eller tensider, injekteras under markytan för att öka extraktionen av fri fas. Metod under utveckling. Risk för mobilisering av förorening. Permeabla massor liten specifik area och låg organisk halt medför högre sannolikhet för framgång, Fri fas, medel vattenlöslighet, medel ångtryck och medel densitet Jordtvättning in situ P P P P medför måttlig sannolikhet för framgång. I Hagfors, och då speciellt vid huvudkällan, bedöms inte metoden vara tillämpbar p.g.a. stor andel finkorniga material. Metoden är Nej avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. Termisk behandling in situ P P P P Lämplig metod för behandling av jord. (Användbar även i lågpermeabla lager). Har tidigare använts med bra resultat. Kostbar, speciellt om förorening, som i det aktuella fallet, föreligger under gvy. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. Om den används under grundvattenytan är den mycket känslig för grundvattenflödets storlek. Ja Metoden fungerar bäst på löst och adsorberat fas i högpermeabla lager i källzon och plym där det är enklare att skapa en reduktiv miljö samt att distribuera bakterier. Förorening i ångfas kan vara svåra att nå men ångavgången kommer att minska om källstyrkan reduceras. Förorening i fri fas bedöms svår att behandla. Viss effekt kan Reduktiv deklorering P P P OP fås i randzonen mot fri fas. I lågpermeabla material finns det svårighet med att distribuera organiskt material och bakterier. Metoden är avhängig av att källområdets Ja omfattning har karterats väl, okänslig för mängd i källan. Nanojärn har, speciellt om det injiseras emulgerad i olja eller inkoroprerad i aktiverat kol, god effekt på nedbrytning och kommer även att immobilisera PCE och på så sätt Kemisk reduktion in situ P P P P förhindra spridning. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. Ja Kemisk oxidation in situ P P P P Metoden är avhängig av en god distribution i jorden för att kunna oxidera föroreningarna. Det beror på att den kemiska oxidationen endast är verksam under en begränsad tid. Vid den sekundära källan kan resirkulation av kaliumpermanganat vara ett alternativ. Metoden är avhängig av att källområdets omfattning och mängden i källan har karterats väl. Ja Efterbehandling av grundvatten nedströms B19 (Plym) Växtbehandling P O P P Växtsanering sker genom olika processer, typ fytoextraktion, fytoförångning, fytonedbrytningfytostabilisering, stimulerad bionedbrytning i rotzonen. Den används främst i plymer. För att kunna verka krävs det att föroreningen ligger inom räckhåll för växternas rotsystem. Förorenade jordlager är inte åtkomliga (stora jorddjup). Ingen åtgärd Nej Ingen åtgärd - - - - Inget av åtgärdsmålen för grundvatten eller ytvatten kommer att uppfyllas. Nollalternativ skall bedömas Ja Administrativa skyddsåtgärder Ja Restriktioner i användning av grundvatten P P P P Restriktioner i grundvattennyttjande bör kunna upprättas för att skydda människors hälsa. Ja Långtidsuppföljning Ja Grundvattenkontroll P P P P Erfordras sannolikt för att dokumentera effekten av massreduktionsåtgärder Ja Övervakad naturlig nedbrytning Ja Grundvattenkontroll P P P P Kan vara ett kompliment till massreduktionsåtgärder Ja Inneslutning Ja Fysisk barriär P P P P Fysiska barriärer (tätspont eller slurrybarriär) är inte en applicerbar lösning för plym. Nej Pumpning och behandling P P P P Bedöms inte vara någon lösning för sanering men kan evt. Användas för att hålla tillbaka förorening. Nej Massreduktion Ja Flerfasextraktion P O P P Ineffektiv i högpermeabla jordarter Nej Luftinjektering/porgasextraktion P P P P Metoden är oftast inte aktuell att använda i plymen men i Hagfors skulle den kunna användas som en barriär innan Örbäcken. Vid plymen från den sekundära källan vid B19 kan den kombinerade metoden Luftinjektering porgasextraktion sannolikt fungera. Metoden är främst avhängig av att plymens omfattning har karterats väl, mindre Nej känslig för mängd. Jordtvättning in situ P P P P Metod bäst lämpad för källförorening Ja Termisk behandling in situ P P P P Metod lämpad för källförorening Nej Metoden fungerar bäst på löst och adsorberat fas i högpermeabla lager i källzon och plym där det är enklare att skapa en reduktiv miljö samt att distribuera bakterier. Förorening i ångfas kan vara svåra att nå men ångavgången kommer att minska om källstyrkan reduceras. Förorening i fri fas bedöms svår att behandla. Viss effekt kan Reduktiv deklorering P P P P fås i randzonen mot fri fas. I lågpermeabla material finns det svårighet med att distribuera organiskt material och bakterier. Metoden är avhängig av att plymens omfattning Ja har karterats väl, okänslig för mängd. Kemisk oxidation in situ P P P P Metoden är avhängig av en god distribution i jorden för att kunna oxidera föroreningarna. Det beror på att den kemiska oxidationen endast är verksam under en begränsad tid. I plymen vid den sekundära källan kan resirkulation av kaliumpermanganat vara ett alternativ. Metoden är avhängig av att plymens omfattning och mängd i plym har Ja karterats väl. Kemisk reduktion in situ P P P P Metoden används i plym, antingen strax nedströms källzonen alternativt innan utlopp till Örbäcken. Metoden är avhängig av att plymen och grundvattensituationen har karterats väl, mindre känslig för källområdets omfattning och för mängd i källan. Grundvattenhastigheten i åsmaterialet sannolikt är sannolikt så hög att PRB skulle bli orealistiskt stor. Ja Förklaring: * Aktuella föroreningar är PCE, TCE, cdce P - Metoden tillämplig vid rådande förhållanden O - Metoden inte tillämplig vid rådande förhållanden OP - Metoden kan vara delvis tillämplig Åtgärdsmål: Skydd av människors hälsa genom minskning av inträngning av PCE-gaser till byggnader som skydd mot inandning av PCE och fosgen som bildas vid svetsning samt skydd av ytvatten i Örbäcken 1): 0,55 mg PCE/m3 i industrilokaler 650 mg PCE/m3 i porgas under platta 2): 50 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. miljö samt vatterndirektivet i Örbäcken) Åtgärdsmål plym: Skydd av männiksors hälsa genom minskning av inträngning av PCE-gaser samt skydd av ytvatten i Örbäcken 1): 0,1 mg PCE/m3 i bostadshus 120 mg PCE/m3 i porgas under platta 2): 50 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. miljö samt vatterndirektivet i Örbäcken) 3): 9 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. Grundvattendirektivet, Hagforsåsen är en vattenförekomst). Bedöms omöjligt att nå. Växtbehandling O O P P Växtsanering sker genom olika processer, typ fytoextraktion, fytoförångning, fytonedbrytningfytostabilisering, stimulerad bionedbrytning i rotzonen. Den används främst i plymer. För att kunna verka krävs det att föroreningen ligger inom räckhåll för växternas rotsystem. Förorenade jordlager är inte åtkomliga (stora jorddjup). Ja Nej Nej 1 2013-01-24 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 8-5

Genomförbarhet Förmåga att nå åtgärdsmålen Tidsåtgång att nå åtgärdsmålen Teknikmognad Tidsåtgång för efterbehandlingen Kostnader Tabell 2, B19 Fördjupad metodanalys Hagforstvätten, sekundär källa vid B19 Bilaga 8:6 Bedömningskriterier Metod/åtgärd Teknik Summa poäng (max. 30) Vald som primär åtgärdsmetod/- teknik (Ja/Nej) Vald som kompletterande åtgärdsmetod/- teknik (Ja/Nej) Kommentarer Efterbehandling av jord (Källzon) Ingen åtgärd Ingen åtgärd 5 0 0 5 5 5 20 Nej Ja Åtgärdsmålen kan inte uppnås. Nollalternativet skall dock bedömas även i nästa steg. (I området finns inga byggnader) Administrativa skyddsåtgärder Markanvändningsrestriktioner 2 0 2 5 5 5 19 Nej Ja Förbud mot byggnation. Tekniska skyddsåtgärder inomhusmiljö Ventilation under bottenplatta och åtgärder avseende inomhusluft 5 5 2 5 0 5 22 Nej Nej Inte aktuell då inga fastigheter finns Pumpning och behandling Pumpning av mobil fri fas, avskiljning i PCE avskiljare 4 1 1 5 3 4 18 Nej Ja Kan vara en värdefullt kompletterande åtgärd då avlägsnande av mobil fri fas medför stor massreduktion. Långtidsuppföljning Jord- och porgaskontroll 4 0 2 4 2 4 16 Nej Nej Inte aktuell då inga fastigheter finns Termisk behandling in situ/porgasextraktion Elektrisk konduktiv uppvärmning 4 5 5 4 5 1 24 Ja Nej Båda åtgärdsmålen kan uppnås inom rimlig tid. Förorening under gvy innebär att metoden måstekombineras med ånginjektion för att kunna leverera tillräcklig effekt. Ånguppvärmning 4 5 5 4 5 1 24 Ja Nej Båda åtgärdsmålen kan uppnås inom rimlig tid. Förorening både över och under gvy kan behandlas med ånga då man kan leverera hög effekt per m med denna metod Elektrisk resistivitetsuppvärmning 2 5 5 3 5 1 21 Nej Nej Lämpar sig best i lågpermeabla jordar med hög organisk halt. Tveksamt om åtgärdsmålen kan uppnås inom rimlig tid. Reduktiv deklorering Anaerob 4 4 3 4 4 3 22 Ja Nej Åtgärdsmålet skulle kunna uppnås inom rimlig tid genom behandling i plym och/eller källområde. Svårt att injektera så hela föroreningen nås. God effekt av inblandning kan nås om inblandning utförs med skruv. Om Metalliskt järnpulver (nano) i aktivt kol eller i emulsifuerad Kemisk reduktion in situ 3 4 5 3 4 2 21 Ja nanojärn blandas i emulsifierad olja alternativt inkorporeras i kol kommer PCE att immobiliseras och brytas ner. olja Åtgärdsmålet skulle då sannolikt kunna uppnås genom behandling i källområdet. Svårt att injektera så hela föroreningen nås då kemisk oxidation verkar i stort sätt momentant. Bättre inblandning kan nås Kemisk oxidation in situ KMnO4, Fentons reagens och persulfat 2 2 3 4 4 2 17 Ja Nej med skruv. Resirkulering av grundvatten/kemikalier erfordras sannolikt för att kunna nå åtgärdsmålen. Efterbehandling av grundvatten (Plym) Åtgärdsmål: Skydd av människors hälsa genom minskning av inträngning av PCE-gaser till byggnader som skydd mot inandning av PCE och fosgen som bildas vid svetsning samt skydd av ytvatten i Örbäcken 1): 0,55 mg PCE/m3 i industrilokaler 650 mg PCE/m3 i porgas under platta. (Inga byggnader finns vid B19 för tillfället) 2): 50 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. miljö samt vatterndirektivet i Örbäcken) Åtgärdsmål plym: Skydd av männiksors hälsa genom minskning av inträngning av PCE-gaser samt skydd av ytvatten i Örbäcken 1): 0,1 mg PCE/m3 i bostadshus 120 mg PCE/m3 i porgas under platta. (Inga byggnader finns vid B19 för tillfället) 2): 50 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. miljö samt vatterndirektivet i Örbäcken) 3): 9 µg PCE/l i grundvatten (m.h.t. Grundvattendirektivet, Hagforsåsen är en vattenförekomst). Bedöms omöjligt att nå Ingen åtgärd Ingen åtgärd 5 0 0 5 5 5 20 Nej Ja Åtgärdsmålen kan inte uppnås. Nollalternativet skall dock bedömas även i nästa steg. (I området finns inga byggnader) Administrativa skyddsåtgärder Restriktioner i användning av grundvatten 2 0 0 5 5 5 17 Nej Ja Åtgärdsmålen kan inte uppnås. Långtidsuppföljning Grundvattenkontroll 5 0 0 5 1 4 15 Nej Ja Åtgärdsmålen kan inte uppnås som enda metod, men erfordras sannolikt som komplement till andra primära åtgärder/metoder. Övervakad naturlig nedbrytning Grundvattenkontroll 5 2 2 4 2 3 18 Nej Ja Åtgärdsmålen kan inte uppnås som enda metod, men kan användas som komplement till andra primära åtgärder/metoder. Fysisk barriär Slurrybarriär/tätspont 3 3 4 5 1 2 18 Nej Nej Åtgärdsmål 4 skulle kunna uppnås inom rimlig tid, men hydraulisk kontroll kan erfordras för att upprätthålla effektiv inneslutning. Pumpning och behandling Avdrivning med luft/granulerat aktivt kol 4 1 3 5 1 2 16 Nej Nej Åtgärdsmål 4 kan uppnås inom rimlig tid, men mycket lång ebh-tid erfordras. Luftinjektering/porgasextraktion Luftinjektering/porgasextraktion/granulerat aktivt kol 3 3 4 4 3 3 20 Nej Nej Åtgärdsmålen kan uppnås inom rimlig tid, men lång ebh-tid erfordras. Jordtvättning in situ Vatten 3 3 3 3 2 4 18 Nej Nej Osäkert om åtgärdsmålet kan nås inom rimlig tid, beroende på osäkerhet om effektiv massreduktion med vatten kan uppnås inom källområdet. Lösningsmedel 2 3 2 2 4 3 16 Nej Nej Åtgärdsmålet kan uppnås först efter lång tid. Hantering av lösningsmedel (vanligtvis alkohol) och tvättvätska kan vara problematisk. Tensider 3 4 2 2 4 3 18 Nej Nej Åtgärdsmålet kan uppnås först efter lång tid. Hantering av och tvättvätska kan vara problematisk. Reduktiv deklorering Anaerob 4 4 3 4 4 3 22 Ja Nej Åtgärdsmålen skulle kunna uppnås inom rimlig tid genom behandling i plym och/eller källområde. Recirkulering av grundvatten erfordras p.g.a. stor grundvattenhastighet. Kemisk oxidation in situ Permanganat/persulfat 4 4 3 3 4 3 21 Ja Nej Åtgärdsmålen skulle kunna uppnås inom rimlig tid genom behandling i källområde och plym. Recirkulering av kemikalier erfordras p.g.a. stor grundvattenhastighet. Fentons reagens 3 4 3 3 4 2 19 Nej Nej Åtgärdsmålet skulle kunna uppnås inom rimlig genom behandling i källområde. Gas och värmeutveckling kan utgöra problem. Ozoninjektion/porgasextraktion 3 3 3 3 3 2 17 Nej Nej Åtgärdsmålet skulle kunna uppnås men tidsåtgången är osäker, beroende på osäkerhet om massreduktionseffekten av ozon. Kemisk reduktion in situ Permeabel reaktiv barriär 2 3 5 4 2 2 18 Nej Nej Åtgärdsmål 4 kan uppnås genom behandling i plym. Grundvattnets flödeshastighet hög => kostbar lösning Metalliskt järnpulver (nano) i aktivt kol 4 3 4 3 4 3 21 Ja Nej Åtgärdsmålen skulle kunna uppnås genom behandling i källområde samt i en barriär innan Örbäcken. 1 2013-01-24 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 8-6

Tabell 3, B19 Sammanställning och bedömning av åtgärdsalternativ för jord (Källzon) Hagforstvätten, sekundär källa vid B19 Bilaga 8:7 Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Ja - Termisk behandling minskar Ja - metallisk nanojärn (i emulsifierad olja Ja - Föroreningstransport begränsas och föroreningshalterna i jord och alt i aktiverat kol) immobiliserar PCE och därmed påverkan på ytvatten. Åtgärdsmål porgasextraktionen förhindrar Ja - Föroreningstransport begränsas och 1 Skydd av människors hälsa och miljön Sannolikt inte 0 4 5 bryter ner det på sikt. Administrativa 4 5 för grundvatten enl Grundvattendirektivet gasinträngning. Administrativa därmed påverkan på ytvatten. skyddsåtgärder förhindrar annan kan inte nås skyddsåtgärder förhindrar annan markanvändning (bostäder). markanvändning (bostäder). 2 Uppfyllande av myndighetskrav Sannolikt inte 0 3 Långtidseffekt och beständighet 4 Reduktion av toxicitet, mobilitet, volym och mängd 5 Korttidseffekt Bedömningskriterier Högst oklart om långtidseffekter. Förändringar i platsförhållanden och vattenförhållanden kan förändra påverkan på ytvattnet. Minskar inte föroreningsmängd, mobilitet och volym. Inga effekter i anslutning till genomförandet. Tid att uppnå åtgärdsmålet kan bedömas först efter det att fördjupade undersökningar genomförts. 6 Genomförbarhet Enkelt genomförande. 5 1 0 2 Ja, men åtgärdsmål för grundvatten enl Grundvattendirektivet kan inte nås God - fri fas innebär dock ett problem och bör avlägsnas. Resirkulation av grundvatteen krävs. När systemet har gjorts anaerobt och bakterier tillsatts krävs relativt liten insats för att systemet skall fortsätta med ÖNS för efterföljande långtids"polering". Massreduktion genom destruktion inom källzonen Genomförandet medför inte några betydande hälso- eller säkerhetsproblem. Relativt enkelt genomförande. Behandlingstester bör genomföras som underlag för dimensionering. Sannolikt behövs recirkulering av grundvatten p.g.a. stort grundvattenflöde. Fri fas måste avlägsnas genom pumpning el.l. 4 4 4 4 4 Ja, men åtgärdsmål för grundvatten enl Grundvattendirektivet kan inte nås God - Efterbehandlingen påskyndas genom termisk behandling, vilket minskar osäkerheten beträffande möjlig framtida markanvändning. God - Snabb reduktion av föroreningsmängd, mobilitet, toxicitet och volym genom termisk behandling. Särskilda säkerhetsarrangemang krävs för framställning och hantering av ånga. Åtgärdsmålen kan uppnås inom relativt kort tidsrymd. Relativt komplicerat genomförande. Hantering av gaser med höga PCEkoncentrationer. 5 5 5 3 3 För ytvattnet ja, ingen påverkan på grundvattnet om inte källzonen åtgärdas. God - Efterbehandlingen (immobilisering) påskyndas genom tillsats av aktivt kol eller emulsifierad olja. God - Snabb reduktion av föroreningsmängd, mobilitet, toxicitet och volym genom immobilisering och nedbrytning. Genomförandet medför inte några betydande hälso- eller säkerhetsproblem. Relativt komplicerat genomförande. Viktigt att injektionen av nanojärn/kol når ut till det förorenade området. Inblandning med skruv bättre än injektering. 5 4 5 4 3 Ja, men åtgärdsmål för grundvatten enl Grundvattendirektivet kan inte nås God - Intensiv ebh av källområdet minskar osäkerheten om långtidseffekter. Resirkulation av kemikalier krävs. God - Snabb reduktion av föroreningsmängd, mobilitet, toxicitet och volym genom destruktion. Säkerhet vid hantering av oxidationsmedel bör uppmärksammas, men riskerna bedöms som måttliga. Åtgärdsmålen kan uppnås. Relativt enkelt genomförande. Recirkulation av grundvatten med tillsats av kemikalier krävs. Behandlingstester kan behövas som underlag för dimensionering. 7 Kostnader Kapitalkostnader Låga Måttliga Höga Låga Måttliga Årliga D&U-kostnader Inga till låga (kontroll) 5 Måttliga (arbetskraft, elektrondonatorer, Höga (nanojärn emulgerad olja/aktiverat 3 Höga (arbetskraft, el, kolfilter, kontroll) 0 kontroll) kol, arbetskraft, kontroll) 2 Höga (oxidationsmedel, arbetskraft, kontroll) 2 Bedömd efterbehandlingstid >30 år <10 år <5 år <5 år <5 år Total nuvärdeskostnad Låg Låg - måttlig Hög Måttlig - hög Måttlig - hög Sannolikt mycket låg på grund av fortsatt 8 Myndighetsacceptans hög PCE halt i grundvatten och PCEläckage till ytvatten samt fortsatt risk för önskvärd. ÖNS fortsätter nedbrytning. önskvärd. önskvärd. källområde önskvärd. Förväntas accepteras. Massreduktion Förväntas accepteras. Kort ebh-tid är Förväntas accepteras. Kort ebh-tid är Förväntas accepteras. Massreduktion inom 0 4 5 4 4 PCE i inomhusluft. 9 Samhällsacceptans 1. Ingen åtgärd Sannolikt mycket låg på grund av fortsatt hög PCE halt i grundvatten och PCEläckage till ytvatten samt fortsatt risk för PCE i inomhusluft. 2. Reduktiv deklorering kombinerad med övervakad naturlig nedbrytning och långtidsuppföljning. 0 Förväntas accepteras. 4 Åtgärdsalternativ - Poängbedömning: 0 = lägst (sämst) och 5 = högst (bäst) 3. Termisk behandling in situ (Konduktiv uppvärmning över gvy, ånga under gvy alt ånga över/under) i kombination med porgasextraktion, kompletterad med pumpning av mobil fri fas och administrativa skyddsåtgärder och långtidsuppföljning Medför skydd av människors hälsa och förväntas accepteras. 5 4. Kemisk reduktion. Metalliskt järnpulver (nano) i aktivt kol eller i emulsifuerad olja kompletterad med pumpning av mobil fri fas och administrativa skyddsåtgärder och långtidsuppföljning Medför skydd av människors hälsa och förväntas accepteras. 4 5. Kemisk oxidation i situ med permanganat/persulfat kombinerad med pumpning av mobil fri fas och långtidsuppföljning Förväntas accepteras, även om tekniken är relativt ny. Behandling av källområde positivt. Poängsumma Alternativ 1 13 Alternativ 2 35 Alternativ 3 36 Alternativ 4 35 Alternativ 5 37 5 4 5 4 4 4 1 2013-01-24 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 8-7

Tabell 4, B19 Sammanställning och bedömning av åtgärdsalternativ för grundvatten (Plym) Hagforstvätten, sekundär källa vid B19 Bilaga 8:8 Bedömningskriterier 1. Ingen åtgärd Åtgärdsalternativ - Poängbedömning: 0 = lägst (sämst) och 5 = högst (bäst) 2. Kemisk oxidation in situ med permanganat kombinerad med långtidsuppföljning 3. Kemisk reduktion.permeabel reaktiv barriär innan Örbäcken med metalliskt järn (nanojärn) i emulsifierad olja alternativt aktiverat kol kombinerad med övervakad naturlig nedbrytning 4. Reduktiv deklorering kombinerad med övervakad naturlig nedbrytning Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng Kommentarer Poäng 1 2 3 4 Skydd av människors hälsa och miljön Uppfyllande av myndighetskrav Långtidseffekt och beständighet Reduktion av toxicitet, mobilitet, volym och mängd 5 Korttidseffekt Sannolikt inte 0 Sannolikt inte 0 Högst oklart om långtidseffekter. Förändringar i platsförhållanden och vattenförhållanden kan förändra påverkan på ytvattnet. Minskar inte föroreningsmängd, mobilitet och volym. Inga effekter i anslutning till genomförandet. Tid att uppnå åtgärdsmålet kan bedömas först efter det att fördjupade undersökningar genomförts. 6 Genomförbarhet Enkelt genomförande. 5 1 0 2 Ja - Föroreningstransport begränsas och därmed påverkan på ytvatten. Ja - Föroreningstransport begränsas och därmed påverkan på ytvatten. Åtgärdsmål för grundvatten enl Grundvattendirektivet kan inte nås God - kräver dock tillförsel av kemikalier under tiden ebh utförs. Resirkulation av kemikalier krävs.intensiv ebh av källområdet minskar osäkerheten om långtidseffekter. Massreduktion genom destruktion. Bäst lämpad för ebh av källområdet. Säkerhet vid hantering av oxidationsmedel bör uppmärksammas, men riskerna bedöms som måttliga. Åtgärdsmål 4 kan uppnås relativt snabbt. Relativt enkelt genomförande. Erforderliga ytor för brunnar, ledningar och doseringsutrustning finns. Behandlingstester kan behövas som underlag för dimensionering. Resirkulation av kemikalier krävs p.g.a. stort grundvattenflöde. 4 4 3 5 4 4 Ja - Föroreningstransport begränsas och därmed påverkan på ytvatten. Ja - Föroreningstransport till Örbäcken begränsas och därmed påverkan på ytvatten. Grundvattnet påverkas ej om inte källzonen åtgärdas. Åtgärdsmål för grundvatten enl Grundvattendirektivet kan inte nås Acceptabel - Efterbehandlingstiden lång, vilket innbär att åtgärden måste kompletteras (nytt aktivt material tillföras) efter några 10 tals år. Massreduktion genom destruktion där plymen läcker till Örbäcken. Påverkar ej källföroreningen eller plym i övrigt. Säker hantering. Särskilda säkerhetsarrangemang krävs vid installation av barriären. Åtgärdsmål 4 kan nåsuppnås relativt snabbt. Övriga åtgärdsmål påverkas ej. Relativt enkelt genomförande, men beroende av undermarksinstallationer nära Örbäcken. Kan innebära stabilitetsproblem under installationen. 3 3 3 3 3 3 Ja - Föroreningstransport begränsas och därmed påverkan på ytvatten. Ja - Föroreningstransport begränsas och därmed påverkan på ytvatten. Åtgärdsmål för grundvatten enl Grundvattendirektivet kan inte nås God - Kan användas för såväl massreduktion inom källområdet som biobarriär i plymen, vilket är en fördel ur åtgärdssynpunkt. Naturlig nedbrytning stimuleras för efterföljande långtids"polering". Massreduktion genom destruktion inom källområdet och/eller plymen. Genomförandet medför inte några betydande hälso- eller säkerhetsproblem. Åtgärdsmål 4 kan uppnås men på något längre sikt än vad gäller kemisk oxidation och kemisk reduktion. Relativt enkelt genomförande. Erforderliga ytor för brunnar, ledningar och doseringsutrustning finns. Behandlingstester bör genomföras som underlag för dimensionering. Sannolikt behövs recirkulering av grundvatten p.g.a. stort grundvattenflöde. 7 Kostnader Kapitalkostnader Låga Måttliga Måttliga Måttliga Årliga D&U-kostnader Inga till låga (kontroll) Höga (nanojärn emulgerad olja/aktiverat kol, Måttliga (arbetskraft, elektrondonatorer, Höga (oxidationsmedel, arbetskraft, kontroll) 5 3 arbetskraft, kontroll) 3 kontroll) 4 Bedömd efterbehandlingstid >30 år <5 år >30 år <10 år Total nuvärdeskostnad Låg Måttlig Måttlig Låg - måttlig 8 Myndighetsacceptans Sannolikt mycket låg på grund av fortsatt Kan förväntas accepteras, även om lång Förväntas accepteras. Massreduktion inom hög PCE halt i grundvatten och PCEläckage till ytvatten samt fortsatt risk för källområde önskvärd. Förväntas accepteras. Massreduktion inom 0 4 ebh-tid och begränsad föroreningsreduktion 3 källområde önskvärd. ÖNS fortsätter sannolikt inte är önskvärd. nedbrytning. PCE i inomhusluft. 5 9 Samhällsacceptans Sannolikt mycket låg på grund av fortsatt hög PCE halt i grundvatten och PCEläckage till ytvatten samt fortsatt risk för PCE i inomhusluft. 0 Förväntas accepteras. Massreduktion inom källområde önskvärd. 4 Kan förväntas accepteras, även om lång ebh-tid och begränsad föroreningsreduktion sannolikt inte är önskvärd. 3 Förväntas accepteras. Massreduktion inom källområde önskvärd. ÖNS fortsätter nedbrytning. Poängsumma Alternativ 1 13 Alternativ 2 35 Alternativ 3 27 Alternativ 4 40 4 4 5 5 4 4 5 1 2013-01-24 1 (1) P:\1345\1331178\000\19 Original\Huvudstudie\Bilagor\Bilaga 8-8

repo001.docx 2012-03-29 RAPPORT BILAGA 9 SGU MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW UPPDRAGSNUMMER: 133.1178.000 KARLSTAD 2012-08-29 SARA ANDERSSON 1 (26) S w e co Kanikenäsbanken 10 Box 385 SE-651 09 Karlstad, Sverige Telefon +46 (0)54 141700 Fax +46 (0)54 141701 www.sweco.se Sweco Environment AB Org.nr 556346-0327 säte Stockholm Ingår i Sweco-koncernen Sara Andersson Telefon direkt 054-14 17 28 sara.andersson@sweco.se SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 Inledning 3 1.1 Bakgrund och syfte 3 1.2 Programvara 3 1.3 Avgränsningar 3 2 Hydrogeologisk beskrivning 5 3 Modelluppbyggnad 7 3.1 Modelleringsprocessen 7 3.2 Konceptuell modell 8 3.2.1 Antaganden 9 3.2.2 Randvillkor 9 3.2.3 Jordlagrens egenskaper 11 3.3 Numerisk modell 14 4 Kalibrering 14 5 Resultat 16 5.1 Flöden till Örbäcken 16 5.2 Flödesmönster 19 5.3 Transporttider 24 6 Diskussion 25 7 Referrenser 26 2 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 1 Inledning 1.1 Bakgrund och syfte I Hagfors bedrevs en kemtvätt under perioden ca 1970 1993 som enligt uppgift var Nordeuropas största kemtvätt under 1970-80 talet. F.d. Hagforstvätten är belägen på Hagforsåsen som passerar genom samhället, se Figur 1. Hagforsåsen är en isälvsavlagring i huvudsak bestående av sand och grus som går i dagen några hundratals meter nordost om tvätten och har vid tvätten ungefär nordostsydvästlig riktning. Det har konstaterats stora föroreningar av klorerade lösningsmedel i jorden under f.d. kemtvätten samt i grundvattenmagasinet nedströms tvätten. Sanering av jorden under tvättlokalen har utförts i två omgångar som sammantaget har resulterat i att totalt 7 ton PCE sanerats. I grundvattenmagasinet har ingen sanering genomförts och undersökningar visar att flera föroreningsplymer förekommer i grundvattnet. En stor del av föroreningen som finns löst i grundvattnet transporteras ut i Örbäcken som passerar genom åsbildningen några hundra meter sydväst om tvätten. Som en del av den huvudstudie som utförts vid f.d. Hagforstvätten har en numerisk grundvattenmodellering utförts i syfte att bättre kunna studera flödesmönster inom olika delar av grundvattenmagasinet samt få en bättre uppfattning om flöden och transporttider till ytvattenrecipient. I föreliggande handling ges en beskrivning av modelleringsprocessen, modellens uppbyggnad samt modelleringsresultat i form av flödesmönster, flöden och transporttider till ytvattenrecipient. 1.2 Programvara Modelleringen har utförts med programvaran Visual Modflow 2011.1 som tillhandahålls av Schlumberger Water Services (SWS). Programmet hanterar mättad strömning i tre dimensioner och nyttjar finita differenser för att beräkna en numerisk lösning till de ekvationer som styr grundvattenströmningen i marken. 1.3 Avgränsningar Den programvara som används hanterar enbart mättad strömning och ingen modellering har därför utförs av den omättade zonen ovan grundvattenytan. En regional modell har byggts upp över ett område som sträcker sig längs åsens troliga utbredning från sjukhusområdet i nordost ner till Hagälven i sydväst. Modellen är således förhållandevis översiktlig vilket innebär att dess förmåga att modellera detaljerade strömningsmönster vid f.d. tvätten är begränsad. 3 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 Simulering och kalibrering av grundvattennivåer och flöden har enbart utförts som steadystate, vilket innebär att en jämviktslösning beräknas som inte förändras över tid. Modellen simulerar enbart grundvattnets rörelser i marken vilket innebär att enbart advektiv transport av föroreningar lösta i grundvattnet beaktas. Därtill antas att isotropi råder. Figur 1: Modellområdets ungefärliga läge i central Hagfors (röd markering). 4 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 2 Hydrogeologisk beskrivning Hagforstvätten är belägen på en isälvsavlagring som i huvudsak består av sand och grus. Vid tvätten och sannolikt även i viss utsträckning nedströms tvätten förekommer områden med lågpermeabla jordmassor av silt och lera. Dessa områden är inte sammanhängande och dess utbredning har inte karterats i detalj. Tvätteriverksamheten har resulterat i två i dagsläget kända föroreningskällor, en primär och en sekundär källa, som var och en orsakar en föroreningsplym i grundvattenmagasinet. Den primära källan utgörs av området i anslutning till f.d. tvättlokalen och den sekundära källan utgörs av ett område med fri fas ovan berget vid brunn B19. Föroreningsplymernas läge framgår av figur 2. Figur 2: PCE plymens bedömda utbredning i plan. En plym som härstammar från tvättlokalen (västra plymen), och en som sannolikt härstammar från dagvattenledningen norr om B19 (östra plymen). Vid tvätten förekommer en mäktig kropp av silt/lera som troligen har bildats i en f.d. dödisgrop. Silt/ler-kroppen har störst mäktighet på planen söder om tvätten men tätare material når även in under tvätten. Tätare jordskikt börjar på några meters djup och når som djupast ca 18 m under markytan. Denna lågpermeabla kropp spelar stor roll för hur PCE har spridits vid tvätten. Undersökningarna visar att mycket PCE har lagrats in i de finkorniga massorna varifrån löst förorening läcker ut i grundvattenmagasinet. Grundvattenbildningen och grundvattnets strömning påverkas av silt-/lerlinserna. I och med att dessa inte är kontinuerliga bedöms grundvattenbildningen i stort inte hindras 5 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 området mellan Hagforstvätten och Örbäcken men strömningen länkas av i anslutning till områden med tätare material. Vid linser/kroppar av lågpermeabelt material bildas därtill en lokal hängande grundvattenyta som ligger närmare markytan än den regionala grundvattenytan i isälvsformationen. Större delen av det grundvatten som passerar under tvätten läcker ut i Örbäcken några hundra meter sydväst om tvätten. Viss andel strömmar sannolikt förbi Örbäcken och rinner vidare i sydvästlig riktning mot Hagälven som är en lågpunkt i terrängen och ett utströmningsområde för grundvatten i området. Mellan Örbäcken och Hagälven överlagras åsen till stora delar av silt och lera. En geologisk sektion från tvätten ner till Hagälven redovisas i figur 3. Vid den sekundära källan vid B19 utgörs jordlagren till största del av friktionsjord bestående av grus överlagrad av sand. Enbart mindre inslag av lågpermeabla jordarter bedöms förekomma och dessa bedöms huvudsakligen finnas ovan grundvattenytan. Vid B19 har en djuphåla konstaterats i berget som kan fungera som en fälla för fri fas. Indikationer från sonderingar tyder även på att sprickigt berg kan förekomma i området. Vatten från Örbäcken läcker in till åsen uppströms B19, transporteras genom isälvsmaterialet för sedan att läcka ut i Örbäcken strax nedström Kb1. Viss andel strömmar sannolikt även förbi Örbäcken och rinner vidare i sydvästlig riktning mot Hagälven. För en mer utförlig beskrivning av hydrogeologin i området samt spridningsmekanismer för konstaterad förorening hänvisas till den konceptuella modellen i Sweco (2012a) som återfinns i Bilaga 6 till huvudstudien. Figur 3: Konceptuell geologisk - hydrogeologisk sektion genom Hagforstvätten mot Örbäcken och Hagälven, sektion NO-SV längs Hagforsåsen. Tjock blå linje är grundvattennivå, tunna blåa linjer är strömlinjer för grundvatten. 6 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 3 Modelluppbyggnad 3.1 Modelleringsprocessen Grundvattenmodellering utförs i ett antal steg som redovisas nedan. 1. Uppbyggnad av konceptuell modell Vid uppbyggnad av en konceptuell modell avgränsas modellen och geologiska enheter samt källor och sänkor identifieras och beskrivs. Källor tillför modellen vatten och kan t.ex. vara nederbörd och inläckage från ytvatten. Sänkor för bort vatten från modellen och kan bl.a. utgöras av vattenuttag ur brunnar och dränering till ytvatten. Modellens ränder definieras med hjälp av randvillkor som beskriver hur modellen påverkas av områden utanför modellens gränser. Vid modellering av tidsberoende fenomen formuleras systemets tillstånd vid simuleringens början med hjälp av initialvillkor. 2. Överföring till numerisk modell I steg två överförs den konceptuella modellen till en numerisk beräkningsmodell. I detta steg definieras ett tredimensionellt rutnät där beräkningar görs och en lösning i forma av grundvattennivåer erhålls för varje cell i rutnätet. Beräknade grundvattennivåer som erhålls genom numerisk lösning av den för grundvattenflödet styrande differentialekvationen innebär alltid en förenkling vilket ger upphov till avvikelser mellan modelleringsresultat och uppmätta data. Avvikelserna beror dels på den numeriska lösningsmetoden och dels på förenklingar av gällande fysikaliska samband som Darcy s lag och massbalans (Gustafsson, 2009). 3. Kalibrering Värden ansätts på akvifärsparametrar så att modellen återger uppmätta fältdata avseende grundvattennivåer och flöden. Även en kalibrerad modell är alltid behäftad med en viss osäkerhet bl.a. på grund av att det inte är möjligt att exakt beskriva den spatiala variationen av parametervärden. 4. Verifiering För att erhålla större tilltro till den kalibrerade modellen kan verifiering utföras. Vid verifiering används den kalibrerade modellen till att återge ett andra set av indata. 5. Prediktion Prediktion kvantifierar responsen hos systemet på framtida händelser. Osäkerheten i en prediktion uppkommer bl.a. på grund av osäkerheter i den kalibrerade modellen samt på grund av oförmåga att exakt bedöma storlek och tidpunkt av framtida påverkan på det modellerade systemet. 7 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 3.2 Konceptuell modell Som grund till den konceptuella modell som använts vid modelleringen ligger den hydrogeologisk beskrivning som gjorts av området och som redovisas kortfattat i avsnitt 2 i föreliggande rapport. För en mer utförlig beskrivning hänvisas till Bilaga 6 till huvudstudien. Den hydrogeologiska beskrivningen bygger på borrningar, MIPsonderingar och seismik som utförts mellan åren 1996-2011. Hagforsåsens bedömda utbredning har fått begränsa modellområdet som redovisas i figur 4. Modellområdet är markerad med röd linje och är ca 1800 m långt och ca 250 m brett. Initialt gjordes ett försök att modellera ett betydligt större område som framgår av rosa markering i figur 4. Med anledning av kraftiga problem med numerisk instabilitet begränsades modellområdet till nu befintlig utbredning. Figur 4: Befintligt modellområde begränsas av grusåsens bedömda utbredning och är markerad med rött. Modellområdets storlek är ca 1800 x 250 m. Initialt modellområde är markerat med rosa rektangel. 8 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 3.2.1 Antaganden Vid uppbyggnad av den konceptuella modellen har ett antal antaganden gjorts vilka redovisas nedan. Fältmätningar av nivåskillnad mellan ytvatten och grundvattenmagasin har utförts i ett antal punkter längs Örbäcken. Dessa mätningar visade att det var mycket tätt material kring den damm som finns längs Örbäcken i modellens nordöstra del. Av denna anledning antas inget kontakt finnas mellan åsmaterial och ytvatten i denna del av modellen. Ingen kommunikation antas heller finnas mellan åsmaterial och material utanför åskärnan varför åsens långsidor modellerats som ränder varöver inget flöde kan ske, s.k. no flow rand. Inget flöde antas ske mellan jord och berglager. Längs sträckor där Örbäcken är kulverterad antas inget utbyte ske mellan ytvatten och grundvattenmagasin. 3.2.2 Randvillkor Större delen av det grundvatten som passerar under tvätten läcker ut i Örbäcken några hundra meter sydväst om tvätten. Viss andel strömmar sannolikt förbi Örbäcken och rinner vidare i sydvästlig riktning mot Hagälven som är en lågpunkt i terrängen och ett utströmningsområde för grundvatten i området. Detta innebär att inget vatten kan transporteras förbi Hagälven och denna utgör nedre rand för modellen. Modellens ränder redovisas i figur 5. Hagälven är en s.k. fysisk rand vars läge inte varierar med tiden. Vid modellering är fysiska ränder att föredra framför hydrauliska som kan förändras över tid. Hagälven har modellerats med randvillkoret constant head (CH) och vattennivån har satts till vattendragets nivå +132 m ö.h. CH innebär att vattennivån i en gridcell sätts till ett fast värde som inte förändras oavsett förhållandet i omgivande celler. Detta innebär att CH antingen fungerar som en konstant källa som hela tiden tillför systemet vatten eller som en konstant sänka som oavbrutet avlägsnar vatten från modellen. Randvillkoret CH kan därför ha en stor inverkan på modelleringsresultaten, särskilt om det används nära områden av stort intresse. CH har även nyttjats för att avgränsa modellen i nordost, se figur 5. Vattennivån har satts till +155 m som bedömts som en trolig vattennivå utifrån vattennivån i ytvatten som bedöms ha kontakt med grusåsen norr om modellområdet. Viss osäkerhet angående den egentliga grundvattennivån föreligger dock eftersom inga observationsbrunnar finns i området i anslutning till modellens norra rand. Randen är dock belägen förhållandevis långt ifrån f.d. Hagforstvätten. Örbäcken har modellerats med randvillkoret river, se figur 5. Randvillkoret innebär att flödet mellan modellen och randen beror av den hydrauliska gradienten mellan randen och grundvattenmagasinet. Antaget vattendjup i bäcken är 0.5 m och dess bredd har 9 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 antagits vara 2 m och vattennivån har ansatts efter avvägning av vattenytan i ett antal punkter. Konduktansen som beskriver motståndet mot flödet pga. mindre genomsläppligt material i bottensedimentet har justerats under kalibreringsprocessen. Längs sträckor där Örbäcken är kulverterad antas inget utbyte ske mellan ytvatten och grundvattenmagasin. Längs åsens långsidor antas inget flöde ske då skillnaden i hydraulisk konduktivitet mellan åsmaterialet och omgivande material av silt och morän bedöms vara så pass stor att inget flöde sker över åsens långsidor. Dessa ränder har således modellerats med no flow. Detta randvillkor har även använts i modellens botten. Grundvattenbildning har satts till 250 mm/år över hela modellen med undantag av områden med silt/lera mellan Örbäcken och Hagälven där grundvattenbildningen satts till 150 mm/år. Ingen reduktion av grundvattenbildning har gjorts med hänsyn till hårdgjorda ytor. No flow CH +155 m No flow CH +132 m River Figur 5: Redovisning av randvillkor. Röd markering = constant head (CH). Blå markering = river. Inget flöde antas ske över modellens långsidor varför dessa modellerats med no flow. Även modellens botten modelleras med no flow. Figurens höjdskala är ökad 5 ggr i förhållande till horisontella skalan. 10 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 3.2.3 Jordlagrens egenskaper Hydraulisk konduktivitet hos jordlagren i modellen baseras på resultat från borrningar, siktanalyser och pumptest men har justerats under kalibreringsprocessen för att simulera uppmätta grundvattennivåer, observerade strömningsmönster och uppskattade transporttider. Modellen består av fyra jordlager som var och ett utgör ett beräkningslager. Inget flöde antas ske mellan jord och berg varför berget utelämnats ur modellen. Övre jordlagrets tjocklek är betydligt mäktigare än underliggande lager. Översta lagrets botten har satts till ett par meter under grundvattenytans nivå för att undvika stora områden med torra celler då den regionala grundvattenytan ligger 10-12 m under markytan med hängande grundvattenytor i områden med tätare material. I översta jordskiktet har således markens egenskaper i anslutning till grundvattenytan flyttats upp till markytan. Markytan och bergöverytan har skapats genom att interpolera mark- och bergnivåer erhållna från borrningar och sonderingar inom modellområdet. För att minska den topografiska variationen över modellen och minska problem med dålig kontakt mellan gridceller har grundvattenytans lutning använts för lutningen på botten av jordlager 1-3. Vidare antas isotropi, d.v.s. att hydrauliska konduktiviteten är lika stor i samtliga tre koordinatriktningar. Total porositet och effektiv porositet har satts till 0.3 över hela modellen då den i huvudsak består av sandigt-grusigt material. Fördelning av hydraulisk konduktivitet redovisas i figur 6 (lager 1 och 2) och i figur 7 (lager 3 och 4). 11 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 N 12 (26) Figur 6: Hydraulisk konduktivitet i lager 1 (t.v.) och lager 2 (t.h.). RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 N Bergrygg Figur 7: Hydraulisk konduktivitet i lager 3 (t.v.) och lager 4 (t.h.) 13 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 3.3 Numerisk modell Modellen är konstruerad med ett semi-uniformt grid med 4 beräkningslager. Varje beräkningslager har varierande mäktighet där övre lagrets tjocklek varierar mellan ca 5-15 m (figur 8). De tre nedre jordlagrens mäktighet varierar vanligen mellan 3-5 m. Beräkningsgrid och lagertjocklek redovisas i figur 8 där vertikal skala är 6 x horisontell skala för att lagerindelningen ska framträda tydligare. I figur 8 ses modellen från nordväst. Beräkningsgridet är som tätast mellan tvätten och Örbäcken där cellstorleken är 6 x 6 m i plan och ökar upp till 25 x 25 m i riktning mot modellens ränder i nordost och sydväst. Vidare har modellen roterats 45 motsols för att underlätta modelleringen och förfining av beräkningsgridet. Figur 8: Beräkningslager och gridtäthet i numerisk modell. Höjdskala 6 x horisontell skala. Modellen ses från nordväst. 4 Kalibrering Kalibrering av hydraulisk konduktivitet har utförts för att i största möjliga mån uppnå de grundvattennivåer som uppmätts under våren 2012 samtidigt som observerade strömningsmönster och troliga flöden och transporttider erhålls. Hydraulisk konduktivitet i modellen redovisas i avsnitt 3.2.3. En kalibreringsgraf redovisas i figur 9 där överrensstämmelse mellan uppmätta och beräknade grundvattennivåer framgår. 14 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 Det har varit stora svårigheter att kalibrera modellen i områden där vattennivåerna varierar kraftigt på små avstånd. Detta är bl.a. fallet i anslutning till siltkroppen vid tvätten samt vid B38 där plymen från sekundära källan når Örbäcken. Vid den södra randen nere vid Hagälven är påverkan från randen stor i B6 vilket medför att nivån i B6 blir för låg. I beräkning av felet i kalibreringen i figur 9 har några provpunkter vid silt-/lerkroppen vid tvätten utgått. Även B6, B38 och B16 har utgått. Beräknade nivåer i B16 och B38 påverkas sannolikt av det höga berggrundsläge som finns i anslutning till dessa provpunkter. I B38 blir de beräknade nivåerna för höga medan fallet är det motsatta i B16 där inte tillräckligt med vatten når observationspunkten. I figur 10 redovisas modellens massbalans i m 3 /dag. Under kalibreringen har justeringar gjorts så att totala inflödet till modellen hållits under ca 20 l/s (1730 m 3 /dag) då detta bedömts som det maximala flödet åsen kan transportera. Vidare har utflödet till Örbäcken tillåtits uppgå till ca 10 l/s (864 m 3 /dag) då detta är det ungefärliga utflödet till bäcken som erhållits från fältmätningar. Figur 9: Jämförelse mellan beräknade och uppmätta grundvattennivåer. 15 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 Figur 10: Redovisning av modellens massbalans i m 3 /dag. 5 Resultat 5.1 Flöden till Örbäcken I figur 11 redovisas var in- respektive utläckage sker längs Örbäcken. Längs den del av bäcken som är blåfärgad sker inläckage från bäcken till grundvattenmagasinet, vilket stämmer väl med fältmätningar. Längs den del av Örbäcken som är rödfärgad sker utläckage från grundvattenmagasinet till Örbäcken. Totalt inläckage till grundvattenmagasinet från Örbäcken längs blåfärgad delsträcka i figur 11 motsvaras av blå stapel i kategorin river leakage (263 m 3 /dag) i massbalansen i figur 10. Totalt utläckage från grundvattenmagasinet till Örbäcken längs röd delsträcka i figur 11 motsvaras av röd stapel i kategorin river leakage (879 m3/dag) i massbalansen i figur 10. Beräkning av storleken av utflödet från grundvattenmagasinet till olika delar av Örbäcken har utförts. Resultatet redovisas i tabell 1 och indelningen av Örbäcken i delsträckor framgår av figur 12. Beräkningen visar att huvuddelen av utflödet till Örbäcken sker längs zon 2,3, 5 och 7 vilket med undantag av zon 2 sammanfaller med de sträckor där de högsta föroreningshalterna uppmätts (jämför med figur 2 och figur 16). Zon 2 är belägen väster om plymen. Det är större osäkerhet i flödet beräknat för zon 2 med anledning av att beräkningsgridet inte är lika finmaskigt i denna del av modellen. 16 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 N Figur 11: In- och utflöden mellan bäck och grundvattenmagasin. Längs blåfärgad delsträcka sker ett inläckage från Örbäcken till grundvattenmagasinet. Längs rödfärgad delsträcka sker utläckage från grundvattenmagasinet till Örbäcken. 17 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 N Figur 12: Indelning av Örbäcken i zoner för beräkning av flöden till bäcken längs olika delsträckor. Tabell 1: Beräknade utflöden från grundvattenmagasinet till Örbäcken längs olika delsträckor av Örbäcken enligt indelning i figur 12. Zon Utflöde (m 3 /dag) Utflöde (l/s) 2 185 2.1 3 139 1.6 4 97 1 5 181 2.1 6 52 0.6 7 187 2.2 18 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 5.2 Flödesmönster Flödesmönster har i huvudsak studerats med hjälp av partikelspårning samt genom beräkning av flödesriktningar. Vid partikelspårning släpps ett antal virtuella partiklar som transporteras advektivt med grundvattnet. Genom att följa partiklarnas transportbanor kan grundvattnets flödesmönster tydliggöras. Partiklar har släppts dels vid huvudkällan vid tvätten och dels vid den sekundära källan vid B19 för att få en uppfattning om hur en föroreningsplym skulle breda ut sig från dessa källor. Partikelspårning tar dock enbart hänsyn till advektiv transport varför ingen hänsyn tas till spridning av plymen via dispersion. Inte heller adsorption, nedbrytning eller kemiska reaktioner beaktas. Tio partiklar har släppts vid varje källområde och partiklarna har släppts i det beräkningslager där den största andelen av föroreningen antas finnas. Vid huvudkällan har partiklarna släppts i lager 2 och vid den sekundära källan har partiklar släppts i lager 4. En projektion av partikelbanorna redovisas i figur 13 och kan jämföras med uppmätta halter längs bäcken i figur 14. I figur 14 representerar röda cirklar längs bäcken höga föroreningshalter, gula cirklar medelhöga halter och gröna cirklar låga föroreningshalter. Överenstämmelsen mellan fördelning av uppmätta halter och simulerade partikelbanor är förhållandevis god. I figur 15 redovisas flödesriktningar i anslutning till tvätten mer detaljerat. Här kan en antydan ses till att grundvatten uppströms tvätten böjer av vid området med finkornigare material på planen utanför f.d. tvättlokalen. Man kan även se att partikelbanorna delvis konvergerar nedströms området med finkornigt material. Då silt/lerkroppen minskar i omfattning med djupet kommer grundvatten som strömmar mot området med finkornigare material även att strömma ner i djupare markskikt och passera under silt/lerkroppen, se tvärsektion i figur 16. I figur 16 redovisas flödesmönster i en tvärsektion genom huvudplymen från tvätten till Örbäcken. Av figur 16 framgår att grundvatten uppströms kroppen med finkornigt material strömmar ner i djupare och mer genomsläppligare markskikt och passerar under silt- /lerkroppen. En del grundvatten strömmar sedan upp i ytligare marklager för att lämna modellen genom randen vid Örbäcken (river). Resterande grundvatten som inte strömmar ut i Örbäcken passerar under Örbäcken för att så småningom nå modellens södra rand som utgörs av Hagälven (CH). Strömningspilarna i tvärsektionen visar enbart flödets riktning och inte flödets storlek i de olika marklagren. I figur 17 redovisas en tvärsektion genom området förorenat av den sekundära källan vid B19. Sektionens läge visas med streckad linje i översiktskartan t.v. i figur 17. Av flödessektionen framgår att vatten kommer in i modellen från randen (river) norr om B19 och transporteras ner i djupare jordlager för att sedan strömma upp mot ytligare jordlager och lämna modellen genom randen vid Örbäcken (river) söder om B38. Strömningspilarna i tvärsektionen visar enbart flödets riktning och inte flödets storlek i de olika marklagren. 19 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 N Figur 13: Projektion av partikelbanor från huvudkällan respektive sekundära källan norr om B19. 20 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 Figur 14: Uppmätta föroreningshalter i Örbäcken. Rött hög föroreningshalt, gult medelhög halt och grönt låg föroreningshalt. 21 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 Figur 15: Projektion av partikelbanor samt flödesriktningar i området i anslutning till silt-/lerkroppen på planen utanför f.d. tvättlokalen. En antydan kan ses till att grundvatten uppströms tvätten böjer av och går runt området med tätare material. Partikelbanorna konvergerar även något nedströms området med tätare material. 22 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 N Figur 16: Flödesmönster i sektion genom huvudplymen från tvätten till Örbäcken (ovan). Sektionens läge redovisas med streckad linje i översiktskarta (nedan). Grundvatten uppströms silt-/lerkroppen strömmar ner mot genomsläppligare jordlager och passerar under silt-/lerkroppen. Nedströms tvätten strömmar delar av grundvattnet upp mot ytligare marklager och lämnar modellen genom randen (Örbäcken). Det vatten som inte strömmar ut i Örbäcken passerar under Örbäcken för att så småningom strömma ut i Hagälven. Flödespilarna visar enbart grundvattnets strömningsriktning och ej dess storlek i de olika marklagren. 23 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx

repo001.docx 2012-03-29 N Figur 17: Flödesmönster i sektion genom B38 (t.h.). Sektionens läge redovisas med streckad linje i översiktskarta (t.v.). Vatten kommer in i modellen från randen(river) norr om B19 och transporteras ner i djupare jordlager för att sedan strömma upp mot ytligare jordlager och lämna modellen genom randen (river) söder om B38. Flödespilarna visar enbart grundvattnets strömningsriktning och ej dess storlek i de olika marklagren. 5.3 Transporttider Ungefärliga transporttider har beräknats med hjälp av partikelspårning från de båda föroreningskällorna till Örbäcken. Transporttiderna är mycket ungefärliga och representerar en uppskattning av tiden för advektiv transport, d.v.s. den tid det tar för en förorening löst i vattnet att transporteras med vattnets hastighet utan hänsyn till spridning med dispersion eller retardation av föroreningen på grund av adsorption, nedbrytning eller kemiska reaktioner. Transporttiden från huvudkällan ligger ungefärligen mellan 250-400 dagar beroende på vilken del av föroreningsplymen partikeln representerar och vilken väg den enskilda partikeln tar. Simulerade transporttider stämmer förhållandevis väl med tidigare beräkningar (ca 350 dagar). Transporttiden till Örbäcken för partiklar vid den sekundära källan ligger runt 60 dagar.. 24 (26) RAPPORT BILAGA 9 2012-08-29 MODELLERING AV GRUNDVATTENFLÖDEN VID F.D. HAGFORSTVÄTTEN MED VISUAL MODFLOW SRAN p:\1345\1331178\000\19 original\modflow\rapport_2012 08 29_signerad.docx