Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende
Karlholm Utveckling KB Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand Stockholm 2015-06-15 Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand Datum Reviderad datum Uppdragsnummer Utgåva/Status Kristina Jansson Uppdragsledare/handläggare 2014-10-17 – Utkast 2015-06-15 1320004034 Anders Attelind, Louise Andersson Daniel Nordborg/E. Caruth Handläggare Granskare Ramböll Sverige AB Box 17009, Krukmakargatan 21 104 62 Stockholm Telefon 010-615 60 00 Fax 010-615 20 00 www.ramboll.se Unr 1320004034 Organisationsnummer 556133-0506 (PM/Rapport) Miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet o:\sto3\sgm\2013\1320004034 miljöteknisk markundersökning karlit\3_teknik\n\dokument\riskbedömning reviderad 2015\slutrapport 2015-06-11\rapport reviderad riskbedömning 150615 rev.docx Innehållsförteckning 1. Inledning ........................................................................................................ 1 1.1 Uppdrag och syfte .............................................................................................. 1 1.2 Bakgrund .......................................................................................................... 1 2. Områdesbeskrivning ....................................................................................... 2 2.1 Undersökningsområdet och dess omgivning........................................................... 2 2.2 Nuvarande och framtida markanvändning ............................................................. 4 2.3 Geologi och hydrogeologi .................................................................................... 4 2.4 Naturresurser .................................................................................................... 4 3. Utförda miljötekniska undersökningar ............................................................ 5 3.1 Lövstabukten och Tämnarån ................................................................................ 5 3.1.1 Översiktliga undersökningar/utredningar av sediment i Lövstabukten (Kemakta, september 2007) ............................................................................................... 5 3.1.2 Översiktlig undersökning av sediment i Tämnaråns damm vid f.d. bruket, Karlholmsbruk (Kemakta, 2008-09-11) ................................................................. 5 3.1.3 Undersökning av sediment i Lövstabukten utanför Karlit (Kemakta, september 2009) ............................................................................................................... 5 3.1.4 Utredning av dioxiner och furaner i Lövstabukten, Uppsala län (Kemakta, september 2013) ............................................................................................... 6 3.1.5 Miljöteknisk undersökning av sediment vid Karlholms strand (Ramböll, 2014-0714, reviderad 2014-10-07) .................................................................................. 7 3.2 Karlits industriområde......................................................................................... 7 3.2.1 Undersökning av deponi på Karlits område (Kemakta, juni 2008) ............................. 7 3.2.2 Miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll, 2014-04-16)......................... 7 3.2.3 Kompletterande miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll, 2014-0926, reviderad 2014-10-17) .................................................................................. 8 3.2.4 Kompletterande miljöteknisk undersökning, del två (Ramböll, 4. Riskbedömning ............................................................................................. 10 4.1 Aktuella föroreningar och deras farlighet ............................................................. 10 4.1.1 Alifatiska och aromatiska kolväten...................................................................... 10 4.1.2 PAH ................................................................................................................ 11 4.1.3 Dioxin ............................................................................................................. 11 4.1.4 PCB ................................................................................................................ 12 4.1.5 Arsenik ........................................................................................................... 13 4.1.6 Bly ................................................................................................................. 14 4.1.7 Kadmium ........................................................................................................ 14 4.1.8 Koppar............................................................................................................ 14 2015-02-10) ........... 9 i Unr 1320004034 o:\sto3\sgm\2013\1320004034 miljöteknisk markundersökning karlit\3_teknik\n\dokument\riskbedömning reviderad 2015\slutrapport 2015-06-11\rapport reviderad riskbedömning 150615 rev.docx 4.1.9 Krom .............................................................................................................. 15 4.1.10 Kvicksilver ....................................................................................................... 15 4.1.11 Nickel ............................................................................................................. 15 4.1.12 Vanadin .......................................................................................................... 16 4.1.13 Zink ............................................................................................................... 16 4.2 Föroreningsspridning ........................................................................................ 16 4.2.1 Områdets egenskaper ....................................................................................... 17 4.2.2 Spridningsförutsättning med avseende på föroreningarnas egenskaper ................... 20 4.2.3 Samlad bedömning av spridningsförutsättningarna av föroreningar vid Karlitområdet .................................................................................................. 22 4.3 Övergripande åtgärdsmål .................................................................................. 24 4.4 Skyddsobjekt, exponeringsvägar och konceptuell modell ....................................... 24 4.5 Platsspecifika riktvärden ................................................................................... 25 4.5.1 Markanvändningsscenarier ................................................................................ 25 4.5.2 Områdesspecifika parametrar ............................................................................ 29 4.5.3 Hälsa .............................................................................................................. 30 4.5.4 Miljö ............................................................................................................... 34 4.5.5 Beräkning av platsspecifika riktvärden (PSRV) ..................................................... 37 4.6 Föroreningssituation ......................................................................................... 39 4.6.1 Jord och sedimenterat material i industriområdet ................................................. 39 4.6.2 Grundvatten .................................................................................................... 46 4.6.3 Ytvatten i sedimentationsdammar ...................................................................... 46 4.7 Samlad riskbedömning - planerad markanvändning .............................................. 46 4.7.1 Föroreningars farlighet ...................................................................................... 47 4.7.2 Föroreningssituation ......................................................................................... 47 4.7.3 Föroreningsspridning ........................................................................................ 47 4.7.4 Känslighet och skyddsvärde............................................................................... 48 4.7.5 Hälso- och miljöeffekter samt riskklassning enligt MIFO fas 2 ................................ 48 4.8 Samlad riskbedömning - nuvarande markanvändning ........................................... 49 4.9 Bedömning av åtgärdsbehov.............................................................................. 50 5. Åtgärdsutredning .......................................................................................... 53 5.1 Aktuella saneringsmetoder ................................................................................ 55 5.1.1 Schakt och omhändertagande på extern/intern deponi .......................................... 55 5.1.2 Sortering......................................................................................................... 56 5.1.3 Återanvändning av förorenade massor ................................................................ 59 5.1.4 Höjning av marknivån för översvämningsrisk ....................................................... 63 ii Unr 1320004034 o:\sto3\sgm\2013\1320004034 miljöteknisk markundersökning karlit\3_teknik\n\dokument\riskbedömning reviderad 2015\slutrapport 2015-06-11\rapport reviderad riskbedömning 150615 rev.docx 5.2 Alternativ 1: Noll-alternativ ............................................................................... 64 5.3 Alternativ 2: Schakt och omhändertagande på extern deponi ................................. 64 5.3.1 Kostnadskalkyler .............................................................................................. 64 5.4 Alternativ 3 - schakt och omhändertagande inom området .................................... 70 5.4.1 Omhändertagande på befintlig deponi ................................................................. 70 5.4.2 Tillfällig lagring av förorenade massor ................................................................. 71 5.4.3 Kostnadsuppskattning....................................................................................... 71 5.5 Metoder för behandling ..................................................................................... 73 5.6 Förbränning ..................................................................................................... 73 5.7 Bästa teknikalternativ (BAT) .............................................................................. 74 6. Underlag till riskvärdering ............................................................................ 74 6.1 Samlad bedömning av olika åtgärdsalternativ ...................................................... 75 7. Förordat åtgärdsalternativ ............................................................................ 81 8. Mätbara åtgärdsmål, riktvärden och åtgärdskrav .......................................... 82 8.1 Mätbara åtgärdsmål och krav för återanvändning av massor ................................. 82 8.2 Riktvärde yt- och länshållningsvatten ................................................................. 84 8.2.1 Beräkning av riktvärde för utsläpp ...................................................................... 84 8.2.2 Föreslagna riktvärden för utsläpp av yt- och länshållningsvatten ............................ 85 8.3 Åtgärdskrav ..................................................................................................... 86 9. Skyddsåtgärder ............................................................................................. 87 9.1 Bortschaktning och hantering av förorenade massor ............................................. 87 9.1.1 Beskrivning skyddsåtgärder ............................................................................... 87 9.1.2 Miljökontroll/kontrollprogram ............................................................................. 88 9.1.3 Bedömning av miljö- och hälsorisker efter skyddsåtgärd ....................................... 88 9.2 Tillfällig lagring av förorenade massor ................................................................. 88 9.2.1 Beskrivning av föreslagna skyddsåtgärder ........................................................... 89 9.2.2 Kontrollprogram ............................................................................................... 89 9.2.3 Översiktlig karaktärisering och föroreningsnivå – befintlig deponi ........................... 90 9.2.4 Föroreningsspridning ........................................................................................ 91 9.2.5 Bedömning av miljö- och hälsorisker efter skyddsåtgärd ....................................... 92 10. Diskussion – osäkerheter mm. ...................................................................... 92 10.1 Riskbedömning och bedömning av åtgärdsbehov .................................................. 92 10.2 Åtgärdsutredning ............................................................................................. 94 10.3 Etapp 2 - specifikt ............................................................................................ 95 10.4 Förslaget på skyddsåtgärd för tillfällig lagring av förorenade massor ....................... 96 11. Referenser .................................................................................................... 97 iii Unr 1320004034 Bilagor: o:\sto3\sgm\2013\1320004034 miljöteknisk markundersökning karlit\3_teknik\n\dokument\riskbedömning reviderad 2015\slutrapport 2015-06-11\rapport reviderad riskbedömning 150615 rev.docx 1. Sammanställning av analysresultat för jord och utvärdering enligt framtagna platsspecifika riktvärden (PSRV) samt justerade PSRV motsvarande mätbara åtgärdsmål 2. Utdrag ur Naturvårdsverkets riktvärdesmodell för framtagna platsspecifika riktvärden 3. Salixplantering vid Karlholm Strand – skyddsåtgärder för tillfällig lagring av förorenade massor, Bioremed AB, 2015-05-13 iv Unr 1320004034 Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand 1. Inledning 1.1 Uppdrag och syfte Ramböll Sverige AB har på uppdrag av Karlholm Utveckling KB genomfört en utredning med avseende på föroreningar i mark vid Karlholms strand (även kallat Karlitområdet), Tierps kommun. Syftet med utredningen var att ta fram platsspecifika riktvärden och göra en bedömning av miljö- och hälsoriskerna med föroreningarna i området samt göra en bedömning av åtgärdsbehov inför planerna på ny bebyggelse enligt kommande ansökan om detaljplan. Vidare är syftet att föreslå lämpliga åtgärdsmetoder för efterbehandling av området. Detta görs genom att ta fram en åtgärdsutredning samt underlag för riskvärdering. Föreliggande utredning baseras på Tierps kommuns förslag till detaljplan för Karlholms strand, DP 537 (fortsättningsvis benämnd ”plankarta för DP 537”) samt resultat och bedömningar från tidigare utförda miljötekniska undersökningar och utredningar inom området. 1.2 Bakgrund Ett utkast till denna utredning bilades Karlholm Utveckling KB:s anmälan om efterbehandling enligt § 28 i förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd för etapp 2 daterad 2014-10-17. Utredningen har nu uppdaterats med nya uppgifter som tillkommit. Bland annat omfattar uppdateringen bedömningar baserade på resultat från en kompletterande miljöteknisk markundersökning i februari 2015 samt uppgifter om återanvändning av förorenade massor och skyddsåtgärder för tillfällig lagring av förorenade massor inom området. Riskbedömningen har omfattat Karlits tidigare industriområde med undantag för deponiområdet. Den del av det tidigare deponiområdet från vilket deponimassorna flyttats hanteras i ett separat anmälningsärende. De föreslagna platsspecifika riktvärdena som redovisas i denna rapport kan dock tillämpas även när det gäller det området. Efterbehandling av den befintliga deponin kommer att tillståndsprövas i Mark- och miljödomstolen i samband med ansökan om tillstånd för muddring samt omhändertagande av muddermassor. I samband med den prövningen bedöms och hanteras risker utifrån den markanvändning som planeras. Åtgärdsutredningen och underlag till riskvärdering i avsnitt 5 och 6 utfördes i oktober 2014 och är baserad på uppgifter från miljötekniska markundersökningar redovisade våren och hösten 2014. Uppskattningar av föroreningsmängd har förändrats efter att ett delområde (del av deponiområdet) utgått samt efter resultat från en kompletterande miljöteknisk markundersökning (Ramböll 201502-10). Dessa förändringar bedöms dock inte ändra de slutsatser som dragits i åtgärdsutredning samt i underlaget för riskvärdering. Av den anledningen samt att 1 det redan pågår ett anmälningsärende för etapp 2, har relevanta delar av åtgärdsutredningen och underlaget för riskvärderingen inte uppdaterats i denna utredning. Avsnittet 5.1.3 om återanvändning av förorenade massor för täckskikt på befintlig deponi samt som återfyllnadsmassor baseras emellertid på uppgifter i denna rapport. 2. Områdesbeskrivning 2.1 Undersökningsområdet och dess omgivning Karlit är ett tidigare industriområde beläget på fastigheten Karlholm 1:53 i brukssamhället Karlholmsbruk i Tierps kommun, ca 30 km sydost om Gävle, se karta i figuren nedan. I Karlholmsbruks samhälle bor ungefär 1 300 invånare. Avståndet till den närmaste bostaden från Karlitområdet är ca 100 meter och ca 150 meter från området finns ett bostadsområde med villor. Karlitområdet ligger i direkt anslutning till sydvästra delen av Karlholmsfjärden, som är en del av Lövstabukten. Söder om området rinner vattendraget Hammarån, vilket mynnar i Tämnarån som i sin tur mynnar i Lövstabukten (Östersjön). Inom området finns en deponi med bland annat fiber- och spånavfall, aska och diverse annat avfall. Deponin har även använts som kommunal deponi för Karlholmsbruks samhälle. Deponins östra del angränsar till strandlinjen. Delar av industriområdet är före detta utfyllda vattenområden med bland annat fiber- och spånavfall och annat industriavfall, se Figur 1. I Karlholmsfjärden utanför industriområdet finns fiberbankar som härrör från träfiberskivetillverkningen. Topografin i området är flack inom industriområdet och höjdskillnaderna är små. I områdets nordvästra del finns dock ett mindre höjdparti. 2 Figur 1. Fastighetskarta över Karlitområdet. © Lantmäteriet 2004-11-09. Ur SeSverige. © Sjöfartsverket 2005-03-01. 3 2.2 Nuvarande och framtida markanvändning Idag utgörs området av ett industriområde med industribyggnader. Efter att Karlit gick i konkurs 2012 är verksamheten på platsen idag begränsad till restaurering av området. Sedan 2013 har Karlits industriområde en ny fastighetsägare, Karlholm Utveckling KB, som har planer på att göra området tillgängligt för allmänheten både genom att etablera ett handels- och verksamhetsområde och genom byggnation av bostäder. Detta finns beskrivet i Tierps kommuns plankarta för DP 537. Inledningsvis är planen att utreda föroreningssituationen i området och vid behov utföra efterbehandlingsåtgärder. Karlholm Utveckling har även för avsikt att avsluta deponin i området och rensa vattenområdet i anslutning till Karlitområdet. 2.3 Geologi och hydrogeologi Enligt SGU:s jordartskarta utgörs hela området av fyllnadsmaterial. Området omges av sandig morän med inslag av mindre områden med glaciallera. Norr om området med fyllnadsmaterial finns ett mindre parti med postglacial sand. Genomförd undersökning har visat att fyllnadsmaterialet utgörs av bland annat grusig sand, spån eller bark. Fyllnadsmaterialet vars mäktighet uppgår till omkring ca 1 – 2,5 meter, underlagras i huvudsak av sandigt grus eller av lera. En jämförelse mellan strandlinjen på ekonomisk karta från 1950-talet och dagens strandlinje tyder på att delar av Karlitområdet är utfyllda vattenområden (se fastighetskartan i Figur 1 ovan.) De områden som bedöms vara utfyllda är deponiområdet mot havet, ett område mellan deponin och Själön samt större delen av udden ut mot Själön. 2.4 Naturresurser Lövstabukten är som omnämnts ovan en del av Östersjön och ingår i Norra Östersjöns vattendistrikt. I Lövstabuktens södra del finns de två fjärdarna Karlholmsfjärden och Lötfjärden. Båda områdena är klassade som vattenförekomst – kust- och övergångsvatten Karlholmsfjärdens klassning i VISS (VattenInformationsSystem Sverige) avseende ekologisk status är bedömd som otillfredsställande och området uppnår ej god kemisk status. Området bedöms heller inte uppnå god kemisk eller ekologisk status till 2015. En av anledningarna till detta bedöms vara att påverkan av näringsämnen är stor. Lövstabukten är även ett betydelsefullt rekreationsområde för närboende och allmänhet med bad, fiske och en aktiv småbåtshamn. Området är därmed viktigt för den fortsatta utvecklingen av Karlholmsbygden. Enligt VISS finns en vattendelare mellan två huvudavrinningsområden, som går genom Karlitområdet. Industriområdets norra del är beläget inom ett ca en halv kilometer brett delavrinningsområde som sträcker sig längs Karlholmsfjärdens kust upp mot Granskär. Delavrinningsområdet i sin tur är en del av ett huvudavrinningsområde som når upp mot Gårdsskär och Långsand norr om Karlholms strand. 4 Den södra delen av Karlitområdet ingår i avrinningsområdet som omfattas av Tämnaren och Tämnarån. Vattnet i områdets södra del strömmar mot Lillån (Tämnarån). Även Tämnarån har av VISS utpekats som ytvattenförekomst. Det finns inte några kända grundvattenförekomster och därmed större grundvattenmagasin i de kvartära avlagringarna (sand och grus). Vid Finnerånger knappt tre km sydväst om Karlitområdet finns dock ett vattenskyddsområde för en kommunal vattentäkt i berg. Boende i Karlholmsbruk har kommunalt vatten och det finns inga uppgifter om enskilda dricksvattentäkter i närområdet. 3. Utförda miljötekniska undersökningar Riskbedömningen avseende föroreningarna vid Karlholms strand baseras på resultat och bedömningar från utförda undersökningar av Karlits industriområde samt av sedimenten i Lövstabukten (Karlholmsfjärden) och Tämnarån. Dessa finns redovisade i ett flertal rapporter, men återges i korthet nedan. För mer uppgifter hänvisas till respektive rapport. Utöver dessa undersökningar finns ytterligare utredningar - MIFO fas 1 inventering Karlit (Examensarbete, Uppsala universitet) samt Sammanställning avseende Karlit:s gamla område inkl. situationsplan (Peter Bergström, 2013). 3.1 Lövstabukten och Tämnarån 3.1.1 Översiktliga undersökningar/utredningar av sediment i Lövstabukten (Kemakta, september 2007) Undersökningen omfattade provtagning av sediment i Lövstabuktens två fjärdar Karlholmsfjärden och Lötfjärden. Dioxin påträffades i nivåer som klassas som måttligt förorenat. Karlholmsfjärden och Lötfjärden klassades till riskklass 1 respektive riskklass 2 enligt MIFO fas 1 (Naturvårdsverkets metodik för riskklassning av förorenade områden), vilket betyder att det är mycket angeläget respektive angeläget att utföra fortsatta undersökningar i syfte att ta reda på mer om föroreningssituationen. (Kemakta, 2007)). 3.1.2 Översiktlig undersökning av sediment i Tämnaråns damm vid f.d. bruket, Karlholmsbruk (Kemakta, 2008-09-11) Undersökningen syftade till att undersöka om dioxinhalter som påträffats i Lövstabuktens sediment(se ovan), kunde härledas till en dioxinkälla i Tämnaråns damm. Endast låga dioxinhalter påträffades i sedimenten. Metallhalterna var något förhöjda, men bedömdes enligt MIFO-metoden som ingen eller liten påverkan av en punktkälla. Sammantaget klassades dammen till riskklass 3 enligt MIFO fas 2. (Kemakta, 2008). 3.1.3 Undersökning av sediment i Lövstabukten utanför Karlit (Kemakta, september 2009) Vid undersökningen uppmättes de högsta halterna närmast land och 10-20 cm ner i sedimenten och i de punkterna bedömdes sedimenten vara starkt förorenade. 5 Dioxinernas kongensammansättning liknar de som är typiska för klorfenolbaserade doppningsmedel. (Kemakta, 2009). 3.1.4 Utredning av dioxiner och furaner i Lövstabukten, Uppsala län (Kemakta, september 2013) Syftet med undersökningen var att mer i detalj utreda föroreningssituationen med avseende på dioxiner och furaner i Lövstabukten och Tämnarån och att utreda orsakerna till de förhöjda halterna. Undersökningarna har bekräftat tidigare provtagning och visar en påtaglig påverkan av i första hand en historisk förorening, men även en stor föroreningspåverkan kring början av 1980-talet. Studien visar att dioxiner och furaner i Lövstabukten härrör från landbaserade källor, främst en lokal industriverksamhet (Karlit), och från sediment i Lövstabukten där föroreningar tidigare ackumulerats och som idag utgör en sekundär källa. Kemakta har gjort tolkningen att dioxinerna i deponin har sitt ursprung i två olika källor med sinsemellan olika kongenfördelning eftersom det påträffats två typer av kongenfördelningar. De båda kongenfördelningarna jämfördes med kongenfördelning för dioxiner och furaner i några olika klorfenolpreparat, spån/bark och fiberboard från en studie vid Umeå Universitet (Sundqvist m.fl. 2010). Utifrån den jämförelsen bedömde Kemakta att det fanns vissa likheter med ett prov kallat ”klorfenolpreparat Bottenhavet” samt med klorfenolpreparaten ”Witophen N” och ”Ky-5” och kongenfördelning för dioxinerna i den södra delen av deponin. Kongenfördelning för dioxinerna i den västra och norra delen av deponin visade på god överensstämmelse med proven ”Wood fibre board E” och ”Sevarex”. När det gäller de tidigare undersökningarna och utredningarna av sedimenten i Lövstabukten (Kemakta 2007, 2009 respektive 2013) har Kemakta gjort flera iakttagelser angående sedimenten i de inre delarna av Lövstabukten intill Karlit. Bland annat noterade de att det inte finns några tendenser till avtagande halter i ytskikten och att kongensammansättningen skiljer sig åt i djupled, vilket kan indikera ett tillskott från en annan källa under senare år. Kemakta noterade även att de högsta dioxinhalterna påträffades i prov som innehöll bark och/eller spån samt att det finns indikationer på att muddring skett i delar av området. Kemakta har lagt fram en teori om att dioxinföroreningarna i Lövstabuktens sediment och i Karlits deponi kan härröra från impregnerat timmer, som förvarats i Lövstabukten. Timret kan ha varit behandlat med pentaklorfenolpreparat, vilka ofta är förknippade med dioxinföroreningar. Då timret tagits upp för barkning och användning i processen, har förorenad bark alternativt aska från förbränning av barken, deponerats vilket resulterat i förorening av deponin. Läget för en av dessa upplagsplatser för timmer i Lövstabukten överensstämmer väl med det område där en källbidragsmodell pekar ut ett starkt samband med dioxinföroreningarna i deponin. Enligt Kemaktas bedömning skulle påverkan på Lövstabuktens sediment från deponiområdet vara av mindre betydelse än en direkt påverkan av lagrat impregnerat timmer. (Kemakta, 2013). 6 3.1.5 Miljöteknisk undersökning av sediment vid Karlholms strand (Ramböll, 2014-07-14, reviderad 2014-10-07) Totalt togs det ut sju sedimentprover längs Själöns östra sida varav fem analyserades. I en provpunkt på Själön påträffades dioxinhalter som översteg både gränsen för känslig markanvändning (KM) och halten där biologisk påverkan kan riskeras enligt de kanadensiska riktvärdena för sediment. Sett till den norska bedömningsgrunden motsvarade halten en måttlig halt. För att rensa eller muddra i denna del av området krävs särskild hänsyn både i samband med rensningen/muddringen men även då sedimentet skall tas omhand med tanke på dioxinförekomsten. I provpunkten närmast ett utlopp av dagvatten var dioxinhalten låg. För övrigt uppmättes inga höga halter av andra föroreningar. (Ramböll, 2014). 3.2 Karlits industriområde 3.2.1 Undersökning av deponi på Karlits område (Kemakta, juni 2008) Vid undersökningen gjordes provgropsgrävning i deponiområdet med tre olika deponiområden där förhöjda halter av dioxin påträffades. Dioxiner domineras av ett fåtal högklorerade kongener - främst oktaklordibensodioxin (OCDD), men även heptaklordibensodioxiner (HpCDD) samt okta- och heptaklordibensofuraner (OCDF och HpCDF). Kongensammansättningen av dioxinerna indikerar att föroreningarna kan spridas från deponin till Karlholmsfjärden. I lakvatten uppmättes även förhöjda halter av vissa metaller samt alifater. (Kemakta, 2009). 3.2.2 Miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll, 2014-04-16) Undersökningen omfattade provtagning av jord i ca 30 undersökningspunkter samt av grundvatten i sex grundvattenrör. Vid undersökningen mättes även grundvattennivåer. De föroreningar som påträffats inom området är i huvudsak metaller och oljeföroreningar (alifatiska och aromatiska kolväten, PAH). Därutöver har dioxiner och PCB påträffats i några enstaka punkter. Mest utbredd över området är oljeföroreningarna. En jämförelse av uppmätta halter har gjorts med Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig och mindre känslig markanvändning (KM respektive MKM). I en fjärdedel av de punkter som undersökts överskrider föroreningshalterna riktvärdet för MKM. De högsta halterna är huvudsakligen begränsade till utanför ett par av fabriksbyggnaderna samt där process- och dagvatten hanterats och släppts ut. I en av dammarna där processvatten hanterats, uppmättes arsenik i en halt som kan ge akuttoxiska hälsoeffekter vid exponering. Dioxin påträffades i områden som fyllts ut med fiberavfall samt i bark- och spånrester på vedgårdsområdet. Inga uppmätta dioxinhalter överskred dock riktvärdet för MKM. Det påträffades inte några höga föroreningshalter i grundvattnet med undantag för dioxin i deponiområdet. 7 En teori till förekomsten av dioxiner vid Karlit är att dioxinerna härrör från bekämpning med klorerade pesticider (DDT och lindan) mot skadeinsekter på timmer samt med pentaklorfenolpreparat mot svampangrepp. Dioxinförorenat spån och flis kan sedan ha levererats till Karlit som råvara för tillverkning av fiberskivor. Genom Karlits utsläpp av processavloppsvatten med fiber- och spånrester kan sedan Lövstabuktens sediment ha förorenats av dioxiner och sannolikt också av bekämpningsmedel. Utsläppet av processavloppsvatten pågick troligen som längst till slutet av 1960-talet eller början av 1970-talet. (Ramböll, 2014-04-16). 3.2.3 Kompletterande miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll, 2014-09-26, reviderad 2014-10-17) Vid undersökningen togs jordprov i ytterligare 25 undersökningspunkter inom industriområdet. (Ramböll, 2014-04-16). En samlad bedömning gjordes av resultaten från både den provtagningen samt provtagningen som redovisades i april 2014. Tidigare utredningar har visat att det förekommer dioxiner i Karlits deponi samt i sedimenten i Lövstabukten. Utförda miljötekniska undersökningar av marken inom industriområdet har visat att det även förekommer dioxiner i de områden (tidigare vattenområden) som fyllts ut med fiberavfall, i en utsläppspunkt för processavloppsvatten samt i skikt med organiskt material vid vedgårdsområdet där det funnits upplag av spån, flis och massaved. Det har bedömts att de dioxinföroreningar som påträffats är begränsade till de delar där det förekommer organiskt material med trärester efter spån, flis och bark. Övriga föroreningar som påträffats inom området är i huvudsak metaller och oljeföroreningar (alifatiska och aromatiska kolväten, PAH). Mest utbredd över området är olje- och dieselföroreningarna. Metallföroreningarna är begränsade till vissa områden i anslutning till den norra byggnaden samt i de båda jorddammarna och på Själön. Därutöver har förhöjda halter av PCB uppmätts i några enstaka punkter. En jämförelse av uppmätta halter har gjorts med Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig och mindre känslig markanvändning (KM respektive MKM). De högsta föroreningshalterna över MKM och som enligt MIFO-metodiken bedöms som allvarliga – mycket allvarliga är huvudsakligen begränsade till utanför ett par av fabriksbyggnaderna, östra delen av industriområdet där eldningsolja lagrats och hanterats, till utfyllnadsområde med träfiberrester ute på Själön samt där process- och dagvatten hanterats och släppts ut. Enligt MIFO- metodikens bedömningsgrunder gör blotta förekomsten av dioxin att föroreningsmängden bedöms som mycket stor. I en av dammarna där processvatten hanterats, uppmättes arsenik i en halt som kan ge akuttoxiska hälsoeffekter vid exponering. Föroreningar över riktvärdet för KM förekommer företrädesvis i industriområdets nordvästra del d.v.s. vedgårdsområdet, ute på Själön med undantag för den nordostligaste delen, i anslutning till delar av industribyggnaderna samt i den 8 östra delen av deponiområdet. Totalt bedöms ca 100 000 m2 jord vara förorenade i halter över KM inom industriområdet inklusive förorenade deponimassor under högsta förutsebara vattenstånd inom deponiområdet. Av dessa bedöms ca två tredjedelar utgöras av ytliga föroreningar. varav knappt halva arealen utgörs av ytliga föroreningar, som förekommer i den översta metern i marken. Uppskattningsvis är totalt 163 000 m3 jord förorenad i halter över KM. Föroreningar över riktvärdet för MKM förekommer främst ute på Själön med undantag för den nordostligaste delen, i mindre delområden ute på vedgårdsområdet, i anslutning till industribyggnaderna samt i den östra delen av deponiområdet. Totalt bedöms ca 62 000 m2 jord vara förorenade i halter över MKM inom industriområdet inklusive förorenade deponimassor under högsta förutsebara vattenstånd inom deponiområdet. Av dessa bedöms merparten av arealen (ca 85 %) utgöras av ytliga föroreningar. (Ramböll, 2014-09-26). 3.2.4 Kompletterande miljöteknisk undersökning, del två (Ramböll, 2015-02-10) Vid undersökningen togs jordprov i ytterligare 12 undersökningspunkter nordost om industribyggnaderna inom Karlitområdets sydöstra del. Totalt har därmed 69 prover tagits på jord och sedimenterat material i området. En samlad bedömning gjordes av resultaten från både den provtagningen samt de båda provtagningarna som redovisades i april 2014 respektive oktober 2014. Därutöver togs samlingsprov från två massupplag samt tre ytvattenprov från sedimentationsdammarna (varav två analyserades). I samband med redovisningen av undersökningen togs även riktvärden fram för utsläpp av yt- och länshållningsvatten. De vanligast förekommande föroreningarna i Karlitområdet är organiska föroreningar (alifater, aromater och PAH:er). I vissa delar av området har även förhöjda halter av metaller uppmätts, bland annat arsenik, nickel, vanadin och zink. De dioxinföroreningar som påträffats är begränsade till de delar där det förekommer organiskt material med trärester efter spån, flis och bark. Vid Karlitområdets sydöstra del har dock främst förhöjda halter av metaller påträffats. Tidigare undersökningar har visat att föroreningar över föreslagna platsspecifika riktvärden (PSRV) företrädesvis förekommer i industriområdets nordvästra del, ute på Själön med undantag för den nordligaste delen och i anslutning till delar av industribyggnaderna. Denna andra kompletterande undersökning visade att det även förekommer förhöjda halter av metaller i ytliga jordlager i ett område nordost om industribyggnaderna (på Själöns östra del). Totalt bedöms ca 73 000 m2 av hela undersökningsområdet vara förorenade i halter över PSRV varav merparten utgörs av ytliga föroreningar, som förekommer i den översta metern i marken. Uppskattningsvis är totalt ca 95 000 m3 jord förorenad i halter över PSRV. Denna andra kompletterande undersökning förändrar inte tidigare bedömning av föroreningsspridning. När det gäller bedömning av hälso- och miljörisker samt 9 åtgärdsbehov har utbredningen av områden där föroreningshalter överskrider de platsspecifika riktvärdena förändrats något. Bland annat har, som nämnts ovan, ytterligare ett område påvisats där föroreningsnivån överskrider PSRV och det därmed bedöms finnas ett åtgärdsbehov. För övrigt förändrar inte den andra kompletterande undersökningen tidigare bedömning av miljö- och hälsorisker och åtgärdsbehov. Utifrån de platsspecifika riktvärden som tagits fram uppskattas ca 90 000 m3 förorenade massor (inkl. massor i de två upplagen) kunna återanvändas inom området. Det motsvarar ca 90 % av de förorenade massor som behöver åtgärdas. Uppskattningsvis ca 10 000 m3 förorenade massor bedöms behöva läggas på deponi varav ca 2 000 m3 bedöms kunna klassas som farligt avfall. Massorna bedöms framför allt kunna återanvändas till skyddsskikt på deponin i området, men vissa massor bedöms även kunna användas som fyllnadsmaterial i grönområden, områden med mindre känslig markanvändning (kontor/handel/lager) samt på större djup (> 1 m) i områden med bostäder. De framtagna riktvärdena var tänkta att tillämpas för allt yt- och länshållningsvatten från området. Analysen av de båda ytvattenproverna från dammarna inom området visade att alla ämnen av de som det tagits fram riktvärden för, utom koppar, förelåg i halt lägre än de föreslagna riktvärdena. 4. Riskbedömning I en riskbedömning av ett förorenat område beskrivs vilka risker som föreligger vid den aktuella föroreningssituationen. Riskbedömningen omfattar både beskrivning av riskerna vid den aktuella markanvändningen och beskrivning av riskerna vid en framtida markanvändning. I en riskbedömning ingår även att utifrån bedömda risker för människa och miljö avgöra behovet av en riskreduktion. 4.1 Aktuella föroreningar och deras farlighet Nedan följer en kort beskrivning av de mest aktuella föroreningar som påträffats i jord i halter över MKM och/eller i halter som enligt MIFO-metodiken bedöms som allvarliga eller mycket allvarliga. 4.1.1 Alifatiska och aromatiska kolväten Alifatiska och aromatiska kolväten (oljeprodukter, s.k. petroleumkolväten) hanteras inom nästan all industriell verksamhet samt i t.ex. verkstäder och transformatorer. Nya oljor har ofta en gulaktig färg och kan avge en typisk oljelukt, medan äldre oljor ofta är förorenade eller delvis nedbrutna och därmed mörkare. Den mest påtagliga hälsoeffekten vid hantering av olja är vid hudkontakt, som t.ex. kan ge upphov till irritation och eksem. 10 Inandning av olja i form av ånga, rök eller dimma verkar irriterande på andningsvägarna. Ingen oljeprodukt kan generellt betraktas som ofarlig för hälsan. Farligheten för alifatiska kolväten bedöms vara måttlig och för aromatiska kolväten hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.1.2 PAH Polycykliska aromatiska kolväten (PAH), är en grupp av föreningar som bildas vid upphettning förbränning av organiska ämnen vid bland annat ofullständig syretillförsel. Studier har visat att långtidsexponering av höga halter av flertal PAH-ämnen kan skada immunsystemet, lever och njurar och störa hormonsystemet. PAH kan också öka risken för cancer. Kraftigt PAH-förorenad jord kan få en mörk, svart eller brun färg och avge en tydlig doft av tjära, men i lägre halter finns ofta inga synliga indikationer på att jorden är förorenad. PAH binder starkt till jordpartiklar och inom förorenade områden är inandning av jorddamm ofta den dimensionerande exponeringsvägen för PAH. PAH kan också lätt tas upp via huden, vilket särskilt ska beaktas vid förekomst av höga halter. Flera PAH-föreningar kan vara cancerframkallande eller på annat sätt ge upphov till genetisk skada (mutation). Förutom cancerrisken är kända effekter av PAH leverskador, nedsatt immunförsvar och skador på reproduktionsförmågan. Farligheten för PAH bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.3 Dioxin Dioxiner är en ämnesgrupp som består av polyklorerade dibenzodioxiner (PCDD) och polyklorerade dibenzofuraner (PCDF). Det finns 75 olika s.k. kongener (varianter) av PCDD och 135 olika varianter av PCDF. Kongenerna skiljer sig åt med avseende på antalet kloratomer, som kan variera mellan 1 och 8, samt kloratomernas placering i molekylen. Den allra giftigaste av kongenerna är TCDD (2,3,7,8-tetraklordibenzo-p-dioxin) (se figur 2). Figur 2. Strukturformel för TCDD (2,3,7,8-tetraklordibenzo-p-dioxin). Studier har visat att dioxiner kan ge upphov till en rad toxiska effekter, bland annat påverkan på reproduktionen (fortplantningen), immunförsvarets funktion och utvecklingen av centrala nervsystemet (hjärnan). De kan även orsaka cancer. 11 Dioxiner är persistenta och bioackumulerbara ämnen. Det betyder att de är stabila och fettlösliga föreningar som är svåra att bryta ner. De finns därför kvar i miljön och i kroppen under lång tid. Egenskaperna gör också att dessa ämnen anrikas i näringskedjorna, vilket innebär att de högsta halterna återfinns i bl.a. rovfiskar från förorenade områden. Fettlösligheten gör att dioxinerna ansamlas i fettvävnaden hos djur och människor och kan hittas i bl.a. modersmjölk. Dioxiner har en stor förmåga att adsorberas till partiklar såsom jord och sediment. Adsorptionsförmågan är störst för de kongener som har många kloratomer. I Skandinaviens kalla klimat är kongenerna med flest kloratomer nästan helt adsorberade till partiklar. Anledningen till att dioxiner finns i miljön är att de bildats i små mängder som föroreningar bland annat vid förbränningsprocesser som t.ex. sopförbränning och vid tillverkning av vissa klorföreningar såsom klor till skogsindustrins blekningsprocesser och klorfenoler. Användning av impregneringsmedlet pentaklorfenol anses ha varit en stor källa till dioxiner i industriländer. Även tidigare utsläpp av avloppsvatten från skogsindustrins klorblekningsprocesser var en betydande källa. Vanligtvis är det 17 mest toxiska PCDD- och PCDF-kongener som brukar analyseras i jord och vatten samt andra medier. För att kunna bedöma riskerna med dioxiner i miljön anges summan av uppmätta dioxinhalter för olika kongener som toxiska ekvivalenter (TEQ). Det betyder att halten av de 17 kongenerna omräknas beroende på hur toxiska de är i jämförelse med den mest toxiska kongenen, 2,3,7,8-TCDD. Viktningen görs med hjälp av toxikologiska ekvivalentfaktorer (TEF-värden). De minst toxiska av de 17 kongenerna är oktaklordibensodioxiner/-furaner (OCDD/OCDF). Farligheten för dioxiner bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.4 PCB PCB eller polyklorerade bifenyler utgör en serie av 209 enskilda kongener som skiljer sig genom antalet kloratomer och deras plats i molekylen. I figur 3 nedan visas strukturen av PCB 169. Vissa PCB-kongener är dioxinlika, d.v.s. har en struktur som är mycket lik dioxinernas och verkar via samma mekanismer som dioxinerna i kroppen. Figur 3. Strukturformel för PCB 169. 12 I likhet med dioxiner är PCB:er persistenta och bioackumulerbara. De misstänks också kunna påverka reproduktionen, immunförsvarets funktion, utvecklingen av centrala nervsystemet samt orsaka cancer. Överlag har PCB:er lite sämre adsorptionsförmåga än dioxiner, men bedöms ändå till största delen adsorberas till partiklar, framförallt i kallt klimat. PCB är en industrikemikalie som har haft många olika användningsområden p.g.a. dess värmetålighet och isolerande förmåga. PCB har t.ex. använts i kondensatorer, transformatorer, värmeväxlare, fogmassor i hus och i färger. Sedan 1970-talet har användning av PCB varit förbjuden i Sverige. Oftast analyseras endast 7 PCB-kongener, de så kallade indikator-PCBkongenerna, som brukar benämnas summa-PCB7. Farligheten för PCB bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.5 Arsenik Arsenik är ett mycket giftigt halvmetalliskt grundämne som förekommer, naturligt, endast i låga halter i vatten, mark och födoämnen. Den största hälsorisken avseende arsenik är generellt sett genom intag av dricksvatten. Livsmedelsverkets gränsvärde för arsenik i dricksvatten är 10 µg/l. Ämnet klassas som cancerogent och exponering kan leda till tumörer, hudirritation och neurologiska skador. Kronisk exponering av förhöjda halter av arsenik i dricksvatten likväl som akuttoxiska effekter av intag av arsenik och dess toxikologiska effekter på människor är väl dokumenterade. Arsenik har påvisats som tillväxthämmande för flera växter och har även mycket väl dokumenterade toxiska effekter på djur. Vid bedömning av hälsorisker ska hänsyn även tas till akuttoxicitet, d.v.s. risken för att skadliga effekter uppstår vid korttidsexponering. Naturvårdsverket har arbetat fram en metod för bedömning av akuttoxicitet. Ett separat riktvärde beräknas vilket ska ge skydd åt ett barn med kroppsvikten 10 kg som vid ett enstaka tillfälle intar 5 g jord (Naturvårdsverket Rapport 5977). Den akuttoxiska halten anges till 0,05 mg As/kg kroppsvikt, vilket innebär att en beräknad kritiskt halt i jord för akuttoxiska effekter av arsenik beräknas till 100 mg As/kg jord. Akuttoxiska effekter vid exponering för arsenik kan omfatta illamående, buksmärta, kräkningar och diarré, med mera. För övriga undersökta ämnen saknas angivna halter för akuttoxicitet. Farligheten för arsenik bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 13 4.1.6 Bly Bly är en global miljöförorening som förekommer allmänt i miljön. Tillsammans med kvicksilver och kadmium, tillhör bly de så kallade utfasningsämnena. Anledningen till detta är att dessa ämnen anses som särskilt farliga och användningen av dessa är idag reglerad inom flertalet områden. Intag av föda och dricksvatten är en vanlig exponeringskälla för bly. Observerade hälsoeffekter är exempelvis skador på nervsystemet och ökad förekomst av hjärt- och kärlsjukdomar samt hämmad blodbildning. FAO/WHO:s experter har angivit ett högsta tolerabelt veckointag (PTWI) till 25 μg/kg kroppsvikt, vilket motsvarar ca 50 μg/dag för ett litet barn och 200-250 μg/dag för en vuxen person. (Livsmedelsverket, 2008). Bly och dess föreningar är även giftiga för djur och kan bland annat orsaka nervskador. För mikroorganismer är organiskt bly mer toxiskt än oorganiskt bly. Farligheten för bly bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. Bly anses vara den tungmetall som är minst rörlig i marken. Vid högt pH fastläggs bly som karbonater, hydroxider, sulfater, fosfater eller i organiska komplex och anrikas således i markens ytskikt (SNV, 2002). 4.1.7 Kadmium Kadmium förekommer naturligt i alla jordar och ämnet tillförs till åkermark framför allt genom luftföroreningar och genom användning av handelsgödsel vilket kan innehålla kadmium. Uppehållstiden för kadmium i mark är lång och kan resultera i en rad miljöstörningar så som störd fortplantning, hämmad tillväxt m.m. De flesta livsmedel innehåller endast mycket låga halter av kadmium. Ämnet stannar kvar i kroppen under lång tid och lagras i njurarna vilket gör att njurarna kan skadas vid långvarig exponering av högre halter. Farligheten för kadmium bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.8 Koppar Koppar adsorberas lätt till mineral, men fälls även lätt ut tillsammans med anjoner i marken. Koppar bedöms vara en av de minst rörliga metallerna i mark. I vatten förekommer koppar huvudsakligen som komplex. För människan kan överdriven exponering av koppar innebära negativa effekter på ögon, näsa, lungor, njurar, lever och matsmältningssystemet. Koppar och kopparföreningar är miljöfarliga ämnen. De är giftiga för vattenlevande organismer och varmblodiga djur och bioackumuleras i växtplankton. För höga halter av koppar i jord leder till en minskning av den biologiska aktiviteten, utslagning av makroorganismer såsom svampar och olika smådjur som har stor betydelse för nedbrytningshastigheten av det organiska materialet i skog och mark. Farligheten för koppar bedöms vara hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 14 4.1.9 Krom Krom förekommer i två-, tre- eller sexvärd (Cr2+, Cr3+ och Cr6+) form och adsorberas relativt snabbt i mark genom adsorption till främst järn- och manganoxidhydroxidpartiklar. Den trevärda kromjonen (Cr3+) binds hårt till markpartiklar förutom vid lågt pH-värde. De sexvärda kromföreningarna är lättlösliga och starkt oxiderande genom att de lätt reduceras till trevärt krom. Kromat (CrO4 2-) förekommer i jordar med högt pH-värde och en oxiderande miljö. Sexvärda kromföreningar (kromater) är både allergena och cancerogena och därmed den mest toxiska formen av krom. Krom- och kromföreningar är miljöfarliga. De är giftiga för vattenlevande organismer och varmblodiga djur och är bioackumulerbara. Upptag av krom i växter sker lättast när krom förekommer sexvärd i form av kromat (CrO4 2-). Farligheten för krom bedöms vara hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.1.10 Kvicksilver Kvicksilver är ett av de farligaste miljögifterna och utgör ett hot både mot miljön och mot människors hälsa. Kvicksilver och kvicksilverföreningar är bioackumulerbara och persistenta. Bioackumulationen utgörs till övervägande del av metylkvicksilver. Kvicksilver och dess föreningar påverkar nervsystemet och dess utveckling, hjärtkärlsystemet, immunsystemet, fortplantningssystemet och njurarna. Kvicksilver förekommer naturligt i många olika former. Beroende av pH, oxidationspotential och mikrobiell aktivitet sker en omvandling mellan de olika formerna elementärt kvicksilver (Hg), tvåvärt kvicksilver (Hg2+) och metylkvicksilver (CH3Hg+). Lösligheten av kvicksilver är större om pH är högt, eftersom kvicksilver då bildar en förening med hydroxidjoner, Hg(OH)2 (aq). Andra faktorer som ger en ökad löslighet av kvicksilver är grovt jordmaterial (sand och grus), höga halter av klorföreningar eller löst organiskt material samt oxiderande (syrerika) förhållanden. Farligheten för kvicksilver bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.1.11 Nickel Nickel och nickelföreningar kan orsaka bl.a. slemhinneirritation, lungskador och allergiskt kontakteksem (nickelallergi, som är mycket vanligt). Vissa föreningar, till exempel nickelmonoxid och nickeldioxid, är cancerframkallande. Ämnet uppvisar långtidseffekter och är miljöfarligt. Ämnet är giftigt för vattenlevande organismer och är bioackumulerbart. Både nickel och vanadin kan förekomma i kol och råolja och därmed ingå i olika raffinerade produkter. 15 Farligheten för nickel bedöms vara mycket hög enligt Naturvårdsverkets MIFOmetodik. 4.1.12 Vanadin Vanadin binds hårt till jordpartiklar och tas därför inte upp lätt av växter. Vanadin är en viktig beståndsdel i vissa enzymer, men exponering av vanadin kan orsaka effekter på luftvägarna och även orsaka lungblödning och lunginflammation. Enligt Nordiska ministerrådet är vanadin är miljöfarligt, giftigt för vattenlevande organismer och kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljö. Farligheten för vanadin bedöms vara hög enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.1.13 Zink Zink är för människan ett essentiellt (livsnödvändigt) ämne och har stor betydelse för bland annat immunförsvar och ämnesomsättningen. En stor del av vår dagliga kost innehåller zink. Vid för lågt intag kan människor drabbas av zinkbrist medan ett för högt intag kan leda till mag-tarmbesvär och illamående. Även för djur är zink livsnödvändigt och de flesta växter tål relativt höga halter. Zink och zinkföreningar är dock giftiga för vattenlevande organismer och kan orsaka negativa långtidseffekter i vattenmiljön. Farligheten för zink bedöms vara måttlig enligt Naturvårdsverkets MIFO-metodik. 4.2 Föroreningsspridning Spridning av föroreningar från industriområdet bedöms främst kunna ske genom Utlakning till mark- och grundvatten Spridning via grundvatten till ytvatten Damning Förångning av flyktiga föroreningar. Vid etablering av bostäder och grönområden kommer området sannolikt att bli mera bevuxet och därmed kan upptag av växter få en större betydelse som spridningsväg. Nedan följer en övergripande redogörelse av några förhållanden som kan ha betydelse för föroreningsspridningen inom Karlits industriområde – områdets egenskaper (grundvattnets strömning och nivå, fyllnadsmassors sammansättning, antropogena faktorer) samt de mest aktuella föroreningarnas egenskaper. I avsnitt 4.2.3 görs en samlad bedömning av spridningsförutsättningarna baserad på dessa faktorer samt utförda undersökningar. 16 4.2.1 Områdets egenskaper 4.2.1.1 Grundvattnets strömning och nivå Den hydrauliska konduktiviteten i fyllnadsmaterialet som utgörs av grusig sandig morän/grusig sand uppskattas vara ca 10 -5 – 10 -6 m/s och grundvattnets strömningshastighet uppskattas till ca 1 – 10 meter per år. Uppmätta grundvattennivåer i november 2013 visade att grundvattennivån inom aktuellt område var ca 0,4 – 1 meter över referensnivån i RH2000. Vid mätning av grundvattennivån i september 2014 hade grundvattennivån sjunkit med 0,2-0,8 m, se Tabell 1. Av de grundvattennivåer som uppmätts i området kan utläsas att grundvattnets strömningsriktning går mot nordost, dock var grundvattennivån i KAR1329 lägre än förväntat vid mätningen utförd i september 2014. Detta kan bero på att röret är placerat i närheten av en dränering, vilket gör att det utifrån dessa data inte går att utläsa läget för vattendelaren som visas i VISS vattenkarta eller göra en säker bedömning av grundvattnets gradient. Resultaten från mätningarna tyder även på att punkten har bättre kontakt med dräneringen vid höga vattenstånd så att mer vatten leds bort. Tabell 1. Uppmätta grundvattennivåer i Karlitområdet redovisade i RH2000. Punkt Grundvattennivå, RH2000 2013-11-28 Grundvattennivå Grundvattennivå, under markytan [m] RH2000 2013-11-28 2014-09-19 Grundvattennivå under markytan [m] 2014-09-19 KAR 1317 1,10 0,8 0,34 1,56 KAR 1321 0,82 0,77 0,18 1,09 KAR 1322 0,48 0,22 Röret ej kvar Röret ej kvar KAR 1326 0,44 1,0 -0,12 1,56 KAR 1329 0,60 1,45 0,42 1,63 Vid den kompletterande provtagningen i juli 2014, grävdes 25 provgropar varav flertalet grävdes till ca 2-2,5 meters djup. I fem gropar på Själön påträffades vatten på ca 1,3 – 2,3 meters djup under markytan. Vatten påträffades i ytterligare tre gropar – undersökningspunkt Kar1456 vid sedimenteringsdammarna (ca 1,5 meter under markytan) samt i Kar1440 och 1441 på vedgården (ca 1,9 meter under markytan). Inget vatten noterades i provgropen i deponimassorna, undersökningspunkt Kar1437, som grävdes ner till 2,4 meter under markytan. Landhöjningen längs norra Upplandskusten orsakad av den senaste inlandsisen är kraftig. För närvarande bedöms den vara cirka 60 cm/100 år. Vattendjupet i de inre delarna av Karlholmsfjärden är litet och varierar mellan någon meter till ett par meter. Sannolikt var även vattendjupet i de vattenområden som idag är utfyllda mycket små under 1950-talet. I och med den fortsatta landhöjningen i området, kommer grundvattennivån att sjunka ytterligare. Framtida 17 klimatförändringar kan dock motverka en sänkning av grundvattennivån till följd av en ökad nederbörd. 4.2.1.2 Fastläggning av föroreningar i jord TOC har bestämts i sex undersökningspunkter inom området, se Tabell 2 nedan. Placeringen av undersökningspunkterna framgår av figur 7. Resultaten visar att TOC är högt(> 15 % av TS) i fyllnadsmaterial av trärester med bland annat spån, flis och bark samt där det finns kol i marken. Det bidrar till en större fastläggning av vissa föroreningar i de områdena där fyllnadsmaterialet utgörs av träfiber. Detta har beaktats vid beräkningen av platsspecifika riktvärden (se vidare under avsnitt 4.5). För oorganiskt fyllnadsmaterial (sand och grus) uppgår TOC till i storleksordningen 2 % av TS. Tabell 2. TOC (% av TS) samt typ av fyllnadsmaterial i sex undersökningspunkter inom Karlits industriområde. Undersökningspunkt TOC (% av TS) Fyllnadsmaterial Kar1440 2,6 Grusig sand Kar1441: 4-2 26 Organiskt material - trärester Kar1444:1+2 4,4 Grusig sand med inslag av organiskt material + sandigt grus Kar1445 15 Mörkt skikt av sandigt grus med inslag av kolbitar Kar1450 15 Organiskt material - trärester Kar1455 1,5 Sandigt grus Stora mängder trämaterial (timmer, ved, flis, spån, bark mm.) har hanterats i området under Karlits verksamhetstid och det har bidragit till att det förekommer mycket organiskt material i marken med högt TOC. I kartan i figur 4 framgår ungefärlig utbredning av fyllnadsmassor med organiskt material samt oorganiskt material (sand och grus). Se även avsnitt 6 i rapporten Kompletterande miljöteknisk undersökning (Ramböll 2014-09-26). Där finns också en beskrivning av de olika delområdena A-K. Fyllnadsmassornas mäktighet varierar från i storleksordningen någon meter till som mest ca 2,5 meter och förekommer ytligt. Fyllnadsmassor av organiskt material är övervägande täckta av ett tunt lager sand/grus med undantag av norra delen av vedgården där det förekommer rester av flis och bark i markytan. Till följd av Karlits verksamhet finns även trärester i det övre täcklagret av sand och grus. Vidare är delar av industriområdet asfalterat. Uppskattningsvis ca 80 - 90 % av fyllnadsmassorna med föroreningar i halter över platsspecifika riktvärden bedöms förekomma ovanför grundvattenytan och resterande andel i mättad zon. 4.2.1.3 Antropogena faktorer Några faktorer som kan bidra till en ökad föroreningsspridning är ledningsgravar. Inom industriområdet finns flera dag- och avloppsledningar. Två 18 dagvattenledningar sträcker sig över industriområdet med utlopp vid de båda undersökningspunkterna Kar 1311 och 1332. Vidare finns ledningar för processavloppsvatten ut mot sedimenteringsdammarna. Därtill finns avloppsledning ansluten till det kommunala avloppsnätet. Vid mätning av grundvattennivån i slutet av november 2013 bedömdes grundvattennivån kunna vara påverkad av dränering via ledningssystemet. Vid mätning av grundvattennivån i september 2014, noterats ingen påverkan. Detta indikerar att ledningsgravar kan bidra till en ökad föroreningsspridning när grundvattennivån är hög. Figur 4. Ungefärlig utbredning av fyllnadsmassor inom undersökningsområdet indelade i delområde A – K. 19 4.2.2 Spridningsförutsättning med avseende på föroreningarnas egenskaper 4.2.2.1 Metaller Spridning av metaller är vanligtvis långsammare än grundvattnets strömningshastighet genom att metaller adsorberas. Metallernas löslighet beror av flera faktorer däribland i vilken form metallen förekommer, markens pH och redoxförhållanden. Dessutom varierar metallernas förmåga att adsorberas till jordpartiklar och organiskt material. Spridning av arsenik är relativt vanligt förekommande eftersom arsenik är mobilt vid både reducerande och oxiderande förhållanden och vid pH-värden i grundvatten mellan 6,5 och 8,5. Enligt Naturvårdsverkets rapport 5536 (Hållbar saneringsrapport) binds dock arsenik starkt i jorden under syresatta förhållanden och då pH < 8. Vid Karlit har pH uppmätts till mellan 6,7 och 7.8 och det bedöms råda oxiderande förhållanden, eftersom grundvattnet finns i en öppen akvifär i jord bestående av fyllnadsmassor som uppskattas ha en förhållandevis hög konduktivitet. Det tyder på att spridningen av arsenik kan vara relativt liten. Det relativt höga pH-värdet i de oorganiska fyllnadsjordarna (pH 7,4 till 7,8) ger även ökade förutsättningar för att flera av de metaller som påträffats vid Karlit (t.ex. zink, nickel och vanadin) fälls ut och bildar karbonater, oxider eller hydroxider. Adsorptionen av metaller kan också vara större i humusrika jordar genom att metallerna binder till humusämnen. Nickel, vanadin och zink, som framför allt påträffats i höga halter i områden med fyllnadsmassor av träfiber på Själön, komplexbinds till organiskt material. Nickel och zink kan även bindas till Fe-, Aloch Mn-oxider, särskilt vid högre pH. Vanadin binds mycket starkt i jorden över ett brett intervall av pH och redoxförhållanden och blir endast lättlösligt vid mycket höga pH-värden (>10). Om pH-värdet är högt, finns dock risk för att spridningen av metaller ökar genom en ökad löslighet av humusämnen. Vid Karlit uppmättes pH-värdet i grundvattnet till mellan 6,7 och 6,9 i de områden där det förekommer utfyllnad med träfiberrester. Det var upp till ca en pH-enhet lägre än i övriga områden, se Tabell 3 nedan. Spridning av metaller med lösta humusämnen bedöms därmed vara begränsad. Motsvarande gäller även för alifater, aromater, PAH:er samt dioxiner. Tabell 3. Uppmätta pH-värden i grundvatten samt sammansättning av fyllnadsmassor. Punkt pH (2013-11-28) Sammansättning fyllnadsmassor KAR 1317 7,8 Matjord och lera (naturlig) KAR 1321 7,4 Sand KAR 1322 6,7 Träfiberrester (jorddamm) KAR 1326 6,9 Träfiberrester KAR 1329 7,4 Grusig sand och sand KAR 1333 6,9 Deponiområde med träfiberrester 20 Med undantag av kvicksilver är de metaller som påträffats vid Karlit inte flyktiga. Genom diffusion avgår kvicksilver bundet i marken till atmosfären. Vattenmättade förhållanden minskar dock diffusionsavgången. Utifrån de förhöjda kvicksilverhalter som uppmätts i några punkter inom området, bedöms det inte förekomma någon omfattande kvicksilverförorening och därmed bedöms även spridningen till atmosfären och eventuella framtida byggnader vara begränsad. 4.2.2.2 Alifater, aromater och PAH När det gäller mer omfattande föroreningar av olja och diesel har dessa sannolikt uppkommit för minst ca 50 år sedan (se rapporten Kompletterande miljöteknisk undersökning (Ramböll 2014-09-26). Initialt har då troligen föroreningar spridits i fri fas ovanpå grundvattenytan. Genom att en del av olje- och dieselföroreningarna binds i jordens porer, avtar spridningen med avståndet. Vid Karlit påträffades olja i fri fas i ett område, vid den gamla panncentralen (undersökningspunkt Kar1301). Någon spridning har dock inte bekräftats genom prov på grundvatten eftersom det inte var möjligt att etablera grundvattenrör nedströms den platsen. Däremot har förhöjda halter av alifater och aromater påträffats i jorden på större djup (> 1 meter) i undersökningspunkterna Kar1334 och 1441, vilka båda bedöms vara belägna nedströms panncentralen samt den oljecistern som tidigare fanns nordost om panncentralen. Det indikerar att det tidigare kan ha skett en spridning i fri fas. Generellt sett när spridning i fri fas avtar, blir det en resthalt av produkten kvar i marken. När oljeföroreningen är bunden till jorden, fortsätter spridningen huvudsakligen genom att ämnen löser sig i mark- och/eller grundvattnet. Tyngre kolväten har dock en låg vattenlöslighet. Vid Karlits industriområde förekommer i huvudsak tyngre alifater (C16-C35), aromater samt PAH M och PAH H. PAHföroreningar som lämnas kvar i marken binds med tiden allt hårdare till jordpartiklar. Som nämnts ovan är troligen merparten av PAH-föroreningarna minst 50 år, vilket betyder att föroreningsspridningen bedöms ha avtagit avsevärt. För aromater, som överlag är mer vattenlösliga bedöms spridningen vara något större. De alifater, aromater och PAH:er som påträffats vid Karlits industriområde klassas som semiflyktiga. De kan spridas som ångor i marken och läcka ut i atmosfären eller spridas till inomhusluften i byggnader. Flyktigheten avtar med ökande antal kolatomer och de tyngsta fraktionerna, t ex alifater (C16-C35), har låg flyktighet. 4.2.2.3 Dioxiner Tidigare utförda undersökningar av bottensedimenten i Karlholmsfjärden (Lövstabukten) har visat på att det förekommer höga halter av dioxiner i bottensedimenten. (Kemakta 2007, 2009 och 2013). Kemakta har gjort bedömningen att föroreningarna i Karlholmsfjärdens bottensediment huvudsakligen är orsakade av en historisk förorening, men att det fortfarande pågår en spridning av dioxiner till sedimenten (Kemakta, 2013). Det har antagits bero på att sediment som tidigare ackumulerats utgör en sekundär källa samt att 21 det pågår en spridning från landbaserade källor, främst från en lokal industriverksamhet (Karlit). De två miljötekniska undersökningar som utförts inom industriområdet har visat att Lövstabuktens sediment sannolikt har förorenats av dioxiner genom Karlits utsläpp av processavloppsvatten med dioxinförorenade fiber- och spånrester. (Ramböll, 2014-04-16 och 2014-09-26). Utsläppet av processavloppsvatten pågick troligen som längst till slutet av 1960-talet eller början av 1970-talet. Några av de högsta dioxinhalterna i sedimenten har påträffats i anslutning till deponin. Genom att deponin ligger mycket nära strandlinjen, finns en risk för föroreningar har spridits sig genom erosion av dioxinförorenade deponimassor. Kemakta har lagt fram en teori om att dioxinföroreningarna i Lövstabuktens sediment och i Karlits deponi kan härröra från impregnerat timmer, som förvarats i Lövstabukten. Enligt deras bedömning skulle påverkan på Lövstabuktens sediment från deponiområdet vara av mindre betydelse än en direkt påverkan av lagrat impregnerat timmer. (Kemakta, 2013). Som nämnts tidigare har dioxiner en stor förmåga att adsorberas till partiklar. Adsorptionsförmågan är störst för de kongener som har många kloratomer. Vid Karlit dominerar dioxinkongener med sju och åtta kloratomer (heptaklordibensodioxin, oktaklordibensodioxin, heptaklordibensofuran samt oktaklordibensofuran). Vid vedgårdsområdet förekommer även hexaklordibensofuraner. Dioxinerna vid Karlit bedöms därmed ha stor adsorptionsförmåga. Analys av dioxin i grundvattnet gjordes endast i deponiområdet, eftersom det var känt sedan tidigare att det förekommer dioxiner där. Analysen gjordes på dekanterat prov, d.v.s. partiklar sedimenterade före analysen. Dioxiner har en stor förmåga att adsorberas till partiklar. Eftersom det förekommer mycket organiskt material i området är det troligt att det dioxin som uppmätts i grundvattnet är bundet till mindre partiklar som inte hann sedimentera före analysen. 4.2.3 Samlad bedömning av spridningsförutsättningarna av föroreningar vid Karlitområdet Spridningsförutsättningarna i mark och grundvatten bedöms kunna vara stora i fyllnadsmassorna, som utgörs av sand och grus. Området ligger intill ett vattendrag (Tämnarån) och direkt vid Östersjön (Karlholmsfjärden). Därmed bedöms spridningsförutsättningarna till ytvatten vara mycket stora för föroreningar som är vattenlösliga och transporteras med grundvattnet. På grund av närheten till havet bedöms det även kunna vara ett stort utbyte av vatten mellan grundvatten och havsvatten samt vatten i de vattenfyllda dammarna och havsvatten. Även spridningsförutsättningarna för sediment har bedömts som mycket stora till följd av bottenerosion orsakad av vågor och strömmar i området. En stor del av föroreningarna förekommer dock i organiskt material, vilket bidrar till att föroreningarna fastläggs i jordmatrisen. Även faktorer såsom pH-värden 22 och redoxförhållanden bedöms vara gynnsamma för fastläggning av föroreningar genom framför allt adsorption och/eller utfällning. En annan omständighet som bidrar till en lägre föroreningsspridning i mark- och grundvatten är att merparten av föroreningarna bedöms vara äldre, huvudsakligen minst 50 år gamla. Det har även betydelse för flyktiga föroreningar, vilka sannolikt spridits till atmosfären i betydligt större omfattning i samband med och tiden närmast efter det att marken förorenades. Då det inte finns något avskiljande tätt lager t ex lera, finns en risk att föroreningar lakar ut från fyllnadsmassorna via nederbörd och transporteras ned till grundvattnet. Utlakningen är dock mindre i de delar som är belagda med hårdgjord yta. Vid ändrad markanvändning enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537 kommer även byggnader samt nya hårdgjorda ytor bidra till att transporten av nederbörd minskar, då vattnet avrinner via dagvattensystem. Därigenom minskas även utlakningen av föroreningar. Även spridning via damning kan antas minska, eftersom vindexponeringen av förorenade ytliga marklager avtar genom att marken bebyggs, hårdgörs eller blir bevuxen. Merparten av föroreningarna bedöms förekomma i fyllnadsmaterial ovanför grundvattenytan, vilket begränsar föroreningstransporten i grundvattnet. Uppmätta vattennivåer har tyder dock på att ledningsgravar kan ha bidra till en ökad föroreningsspridning när grundvattennivån är hög. Föroreningsspridning genom erosion av förorenade fyllnadsmassor bedöms vara mest omfattande vid strandnära delar av området. Efter att deponin flyttats längre in mot land har dock spridningsförutsättningarna genom erosion minskat i omfattning. Uppmätta föroreningshalter i grundvattnet har varit låga med undantag av dioxin samt förhöjda halter av arsenik, nickel och zink i några punkter, vilket indikerar att det pågår en viss föroreningsspridning av metaller från föroreningar i området. Utifrån de undersökningar som utförts av både sedimenten i Karlholmsfjärden och inom industriområdet görs bedömningen att den huvudsakliga spridningen av dioxiner till sedimenten som pågår idag beror på en sekundär spridning från ackumulerade sediment. Mätning av porgas i jorden med PID-instrument har visat överlag låga värden, vilket indikerar att spridning av flyktiga organiska föroreningar är liten (se fältprotokoll, bilaga 7 i rapporten Miljöteknisk undersökning, Ramböll 2014-0416). Den framtida föroreningsspridningen kan förväntas minska på grund av landhöjningen i området. Vid ändrad markanvändning enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537 förväntas föroreningsspridningen minska på kortare sikt. På längre sikt kan dock föroreningsspridningen från Karlitområdet öka till följd av klimatförändringar med en ökad nederbörd. 23 4.3 Övergripande åtgärdsmål Åtgärdsmål anger vilken användning eller funktion ett område ska kunna ha efter en eventuell åtgärd eller vilken påverkan som kan, eller inte kan, accepteras i omgivningen. De övergripande målen beskriver vad området ska kunna användas till och vad som ska skyddas vid nuvarande markanvändning och i framtiden. För aktuellt område har nedanstående förslag till övergripande åtgärdsmål definierats: 1. Människor ska kunna bo i området utan oacceptabel risk för hälsa 2. Människor ska kunna äta vilda och odlade växter såsom svamp, bär, frukt och grönsaker utan oacceptabel risk för hälsa 3. Boende inom området och besökande ska kunna vistas och bada i området utan oacceptabel risk för hälsa 4. Människor ska kunna vara yrkesmässigt aktiva inom området utan oacceptabel risk för hälsa 5. Markmiljön ska skyddas så att ekosystemets funktioner kan upprätthållas i den omfattning som behövs för den planerade markanvändningen 6. Förekommande markföroreningar ska inte orsaka oacceptabel risk för negativ påverkan på miljön i Karlholmsfjärden 4.4 Skyddsobjekt, exponeringsvägar och konceptuell modell De skyddsobjekt som identifierats inom Karlholms strand är Boende Människor som arbetar inom området Människor som vistas tillfälligt inom området Markorganismer och markprocesser De skyddsobjekt som identifierats utanför Karlholms strand är Akvatiska miljön i Karlholmsfjärden Inom Karlholms strand bedöms intag av jord, hudkontakt med jord, inandning av damm, inandning av ånga (gäller endast flyktiga ämnen) samt i viss utsträckning intag av växter (grönsaker, frukt, bär och svamp) och intag av fisk vara relevanta exponeringsvägar för människa. Dessa redogörs för mer i detalj i avsnitt 4.5.3. Skydd av grundvatten beaktas inte med avseende på intag av dricksvatten utan enbart med avseende på föroreningsspridning till ytvatten, eftersom grundvattnet i området inte kommer att användas som dricksvatten. Därmed beaktas inte heller exponeringsvägen intag av dricksvatten. Vidare har inget avstånd antagits till skyddat grundvatten i Naturvårdsverkets riktvärdesmodell. Motiv till att inte beakta skydd av grundvatten samt intag av dricksvatten är: Det finns inte någon betydande grundvattenakvifär inom eller nedströms Karlholms strand och heller inga kända grundvattenförekomster. Grundvattnet inom eller nedströms området kommer inte att idag eller i framtiden att användas som dricksvatten. Boende i Karlholmsbruk har 24 kommunalt vatten och det finns inga uppgifter om enskilda dricksvattentäkter i närområdet. Den kommunala vattentäkten är belägen vid Finnerånger knappt 3 km sydväst om Karlitområdet, vilket är uppströms Karlitområdet. I Figur 5 nedan beskrivs de riskobjekt och skyddsobjekt som bedöms vara aktuella enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537 samt kopplingen mellan dessa. Föroreningskälla Spridningsmekanismer Ytlig och djupt liggande markförorening Utlakning till grundvatten och ytvatten Markförorening under grundvattenyta Spridning via grundvatten Hudkontakt jord och sediment Intag av jord Förorening i vattenlöst form i grundvatten Förorening i sediment Inandning av damm Erosion (jord, deponimassor, bottensediment) Inandning av ånga Upptag i växter Intag av vilda och odlade växter Förångning Skyddsobjekt Exponering Människor - Boende - Yrkesverksamma - Besökande - Närboende Miljö - Markekosystem - Ytvattenekosystem - Sedimentekosystem Naturresurser - Kustvatten Intag av fisk Figur 5. Konceptuell modell avseende föroreningarna vid Karlholms strand. 4.5 Platsspecifika riktvärden För att kunna bedöma eventuella risker för de påträffade föroreningarna vid olika markanvändningsscenarier har platsspecifika riktvärden (PSRV) tagits fram med utgångspunkt i Naturvårdsverkets generella modell för riktvärden för mark (NV, 2009c). De platsspecifika riktvärdena har sedan legat till grund för riskbedömning med avseende för de markanvändningsscenarier som är aktuella för området. 4.5.1 Markanvändningsscenarier Tierps kommuns plankarta för DP 537 för området har varit utgångspunkten vid bedömning av vilka markanvändningsscenarier som är aktuella. Utifrån plankartan har fem olika typer av scenarier identifierats (se tabell 4 nedan): Bostäder Blandad bebyggelse Grönområden Kontor, handel, lager Hårdgjord yta 25 Syftet med planområdet är att omvandla Karlits före detta industriområde till ett attraktivt område med bland annat bostäder, rekreation och en ny fritidshamn. I en stor del av området kommer bostäder att etableras. Karlholm Utveckling har för avsikt att söka tillstånd för efterbehandling av den befintliga deponin hos Mark- och miljödomstolen. Deponin omfattas därmed inte av de framtagna platsspecifika riktvärdena. Eftersom bostäder planeras även i områden med blandad bebyggelse och det inte kommer att finnas några restriktioner vad gäller utformning av ev. tomter, görs samma antaganden som för bostäder när det gäller blandad bebyggelse. Därigenom ges ett långsiktigt skydd med avseende på föroreningar i dessa områden. Vid hamnen anläggs ett hamntorg, som därigenom kommer att utgöra en viktig och central del i planområdet. Även det området antas tillhöra blandad bebyggelse. I större delen av de befintliga industribyggnaderna kommer det bedrivas verksamheter av olika slag såsom handel, kontor, lager och restaurang. Dessa markanvändningsscenarier som de platsspecifika riktvärdena grundas på bedöms därmed vara beständiga på såväl kort som lång sikt. Inom området planeras det även för grönområden. Även den norra delen av deponiområdet som breder ut sig utanför planområdet och där det fortsättningsvis kommer att vara naturmark samt den efterbehandlade deponin inom planområdet antas motsvara markanvändningsscenariot grönområde. Enligt plankartan för DP 537 planeras det för två större sammanhängande hårdgjorda ytor i form av parkering där det även kommer finnas plantering. Som redogjorts för tidigare bedöms spridning av föroreningar i området vara begränsad och därmed även spridning av föroreningar mellan områden med olika markanvändning. För att ytterligare minska den senare spridningen har indelningen enligt markscenarier genomförts för större enhetliga områden, se figur 6 nedan. En känsligare markanvändning ges högre prioritet och därmed en större yta i de fall då dessa områden gränsar mot ett område med mindre känslig markanvändning. Detta ger ytterligare en säkerhetsfaktor i bedömningen utifrån framtida markanvändning. I Naturvårdsverkets riktvärdesmodell finns ingen indelning eller begränsning av föroreningsnivå i djupled för scenarierna KM och MKM. För Karlholms strand har platsspecifika riktvärdena tagits fram för två olika djup: 0-1 meter samt djupare än 1 meter. Motivet till det är att förutsättningarna för tillgänglighet och risk för exponering skiljer sig markant åt mellan ytlig och djupt liggande förorening. 26 Tabell 4. Markanvändningsscenarier som är aktuella för Karholms strand Markanvändningsscenario Bostäder Djup under markytan 0-1m Kommentar Bostäder med/utan tomt. Relativt små tomter – ca 200500 m2, ev. enstaka ca 750 m2. Inga källarplan. Bostäder >1m Blandad bebyggelse 0-1m Blandad bebyggelse >1m Kontor/handel/lager 0-1m Kontor/handel/lager >1m Grönområden 0-1m Grönområden >1m Hårdgjord yta 0-1m Hårdgjord yta >1m Blandad bebyggelse med bostäder med begränsad möjlighet till odling, olika verksamheter såsom restaurang, affärer mm. Byggnader med bland annat olika verksamheter för båtar, lager, förvaring mm. Naturmark, park- och strandområden. Människor vistas här för rekreation, bad och lek. Frukt, bär och svamp kan växa i liten omfattning. Sammanhängande hårdgjorda ytor utan byggnader, främst parkeringsytor. Träd/plantering kan förekomma. 27 Figur 6. Utbredning av områden med olika markanvändningsscenarier inom f.d. Karlits industri- och deponiområde med utgångspunkt i Tierps plankarta för DP 537. 28 4.5.2 Områdesspecifika parametrar I tabell 5 redovisas de platsspecifika förhållanden i form av parametrar såsom områdets storlek, markegenskaper, hydrologiska förhållanden. Tabell 5. Utförda platsspecifika justeringar av avseende indata jämfört med indata som används i Naturvårdsverkets generella beräkningsmodell. Parameter Platsspecifik indata Generell indata NV 5976 Motivering Storlek förorenat område m*m 300*300 50*50 Uppskattning av det förorenade området inom Karlits industriområde exklusive deponiområdet. Halt organiskt kol, TOC kg/kg 0,02/(0,15) 0,02 TOC-halter på organiskt material i form av nedbrutna har bestämts till 0.15 – 0.26 och 0,02 om oorganiskt material, se vidare nedan. m3 100 000 000 1 000 000 Lövstabuktens area är enligt VISS större än 100 000 000 m3. Sjöns volym 4.5.2.1 Enhet TOC-halt TOC-halten har tagits hänsyn till genom att resultaten jämförts med platsspecifika riktvärden för oorganiska jordar (sand, grus, morän) respektive organiska jordar, se bilaga 3 i rapporten Kompletterande miljöteknisk markundersökning vid Karlitområdet- del två (Ramböll Sverige AB, 2015-02-10). Vid framtagande av platsspecifika riktvärden för oorganiska jordar utifrån Naturvårdsverkets generella riktvärdesmodell har ingen förändring skett av parametern ”Halt organiskt kol”, vilken har värdet 0,02 kg/kg. För organiska jordar har parametern ”Halt organiskt kol”, antagits ha värdet 0,15 kg/kg, vilket motsvarar det TOC-värde som uppmättes i två prov med organiskt material bestående av trärester (ej kol) och vilka antas kunna vara representativa för merparten av det organiska materialet vid Karlitområdet. Enligt Länsstyrelsens beslut daterat 2015-04-16 avseende anmälan om efterbehandling enligt 28 § i förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd, ska TOC anges som 0,02 för både organiska och oorganiska jordar. 4.5.2.2 Hydrologiska och hydrogeologiska parametrar Maximal tillåtna volym i riktvärdesmodellen är 100 000 000 m3. Lövstabuktens area är enligt VISS 118 km2, vilket ger en volym som är större än 100 000 000 m3. Enligt VISS anges vattenutbytet i Lövstabukten till 10-39 dagar. En tidigare uppskattning av utbytestiden för vatten i Karlholmsfjärden och Lövstabukten anger en maximal omsättningstid på upp till 9 dygn (ALcontrol, 2005). I den generella modellen anges ”Sjöns omsättningstid till 1 år. Som en extra 29 försiktighetsåtgärd görs ingen förändring avseende omsättningstiden, vilket får till följd att de platsspecifika riktvärdena blir lägre för de parametrar där ytvatten är styrande för riktvärdet. Uppgifter om hydraulisk konduktivitet, hydraulisk gradient, akvifärens mäktighet samt avstånd till skyddat grundvatten ingår i den generella modellen, men när grundvattenskydd inte beaktas, är dessa parametrar inte aktuella för riktvärdet. 4.5.3 Hälsa 4.5.3.1 Intag av jord och inandning av damm Människor som vistas inom förorenade markområden kan få i sig föroreningar dels genom direkt intag av jord (t ex att jordiga fingrar stoppas i munnen eller att damm fastnar i munnen) och dels genom att andas in damm. Intaget av jord antas vara störst hos småbarn på grund av deras pika-beteende. Främst exponeras barn och vuxna för jorden i markytan. För hårdgjorda ytor görs samma antaganden som för grönområde i den översta metern, eftersom det planeras för planteringar på parkeringsytorna. Exponering kan även ske av jord som ligger på större djup, t ex i samband med olika schaktarbeten. I tabell 6 anges vilka exponeringstider som antagits för intag av jord vid olika markscenarier och jorddjup samt kommentarer till dessa. Tabell 6. Antagna exponeringstider för intag av jord vid olika markscenarier och jorddjup. Markscenario Jorddjup Exponeringstid Kommentar Bostäder och blandad bebyggelse 0–1m 365 dagar/år Samma exponeringstid som för generellt scenario för känslig markanvändning (KM) Kontor/handel/lager 0–1m 200 dagar/år för vuxna 60 dagar/år för barn Samma exponeringstid som för generellt scenario för mindre känslig markanvändning (MKM). Antagandet gäller ej för verksamheter för barn t ex daghem eller förskola. Grönområden 0–1m 200 dagar/år Under vissa delar av året antas människor inte komma i kontakt med jord i park- och naturområden (t ex under vintertid och regniga perioder). Hårdgjord yta 0–1m 200 dagar/år Samma antagande som för grönområde 0-1 m i den översta metern, eftersom det planeras för planteringar på parkeringsytorna. Alla markscenarier >1m 10 dagar/år Endast sporadisk kontakt med jord exempelvis vid grävarbeten 30 4.5.3.2 Hudkontakt När förorenad jord fastnar på huden kan föroreningar tas upp genom huden. Generellt sett är risken mindre för att människor ska exponeras för föroreningar via hudkontakt än vid intag av jord eftersom människor bär heltäckande kläder under större delen av året. I tabell 7 anges vilka exponeringstider som antagits för hudkontakt vid olika markscenarier och jorddjup samt kommentarer till dessa. Tabell 7. Antagna exponeringstider för hudkontakt vid olika markscenarier och jorddjup. 4.5.3.3 Markscenario Jorddjup Exponerings- Kommentar tid Bostäder och blandad bebyggelse 0–1m 120 dagar/år Kontor/handel/lager 0–1m 90 dagar/år för Samma exponeringstid som för vuxna generellt scenario för mindre känslig 60 dagar/år för markanvändning (MKM) barn Grönområden 0–1m 120 dagar/år Samma exponeringstid som för generellt scenario för känslig markanvändning (KM) Hårdgjord yta 0–1m 120 dagar/år Samma antagande som för grönområde 0-1 m, eftersom det planeras för planteringar på parkeringsytorna. Alla markscenarier >1m 10 dagar/år Endast sporadisk kontakt med jord exempelvis vid grävarbeten Samma exponeringstid som för generellt scenario för känslig markanvändning (KM) Inandning av ångor Vid Karlholms strand har följande flyktiga föroreningar påträffats i förhöjda halter: kvicksilver, alifater, aromater samt PAH:er. Människor kan andas in föroreningsångor genom att flyktiga föreningar i mark kan avgå till luften och tränga in i byggnader. Några viktiga faktorer för exponeringen är transporthastigheten från marken, utspädningen i inomhus- respektive utomhusluft samt exponeringstiden. I Naturvårdsverkets generella modell har det antagits att medeldjupet till föroreningen är 0,35 m. Vidare har en utspädning mellan marken och byggnaden beräknats till drygt 10 000 gånger för alifater samt drygt 3000 gånger för PAH-M och 1200 gånger för PAH-H. Ingen förändring görs med avseende på föroreningsdjupet eftersom förhöjda halter av både alifater och PAH:er har påträffats i den översta metern under markytan. Inte heller förändras utspädningen i jämförelse med den generella modellen. För jord djupare än 1 31 meter antas ett konservativt medeldjup på 1 meter. I tabell 8 anges vilka exponeringstider som antagits för inandning av ånga vid olika markscenarier och jorddjup samt kommentarer till dessa. Tabell 8. Antagna exponeringstider för inandning av ånga samt föroreningens medeldjup vid olika markscenarier och jorddjup. 4.5.3.4 Markscenario Jorddjup Medeldjup Exponerings- Kommentar förorening tid Bostäder och blandad bebyggelse 0–1m 0,35 m 365 dagar/år Samma antaganden som för generellt scenario för känslig markanvändning (KM). Bostäder och blandad bebyggelse >1m 1,0 m 365 dagar/år Samma exponeringstid som för generellt scenario för känslig markanvändning (KM). Kontor/handel/ lager 0–1m 0,35 m 200 dagar/år Samma exponeringstid som för 60 dagar/år för generellt scenario för mindre barn känslig markanvändning (MKM). Kontor/handel/ lager >1m 1,0 m 200 dagar/år Samma exponeringstid som för 60 dagar/år för generellt scenario för mindre barn känslig markanvändning (MKM). Grönområden Alla djup - - Intag av ånga beaktas inte, då ytorna inte kommer att bebyggas. Hårdgjord yta Alla djup - - Intag av ånga beaktas inte, då ytorna inte kommer att bebyggas. Intag av växter Om människor äter odlade eller vilt växande växter (grönsaker, rotsaker, potatis, bär, frukt och svamp) kan de exponeras för föroreningar som tagits upp av växterna. I Naturvårdsverkets riktvärdesmodell för KM antas att barn och vuxna dagligen äter 0,25 kg respektive 0,40 kg och att 10 % av den mängden skulle komma från egenodlade växter. Storleken på tomterna i området kommer att vara uppskattningsvis ca 200 – 500 m2. När yta för byggnad, gångar, uppfarter mm borträknas förväntas den odlingsbara ytan bli relativt liten och konsumtionsandelen av växter odlade inom tomten antas vara lägre än 10 %. För områden med bostadshus utan tomt kommer det inte finnas några odlingsmöjligheter annat än i tillförd jord på t e x balkonger eller terrasser. I tabell 9 anges vilken andel konsumtion av växer som har antagits för inandning av ånga vid olika markscenarier och jorddjup samt kommentarer till dessa. 32 I grön- och strandområdena, kan några enstaka träd eller buskar med frukt/bär eller vilt växande bär och svamp förekomma. Konsumtionsandelen av växter bedöms därför vara begränsad och eventuellt kan något enstaka fruktträd planteras på parkeringsytor. I området som kommer att användas för kontor, handel och lager kommer det inte att finnas några odlingsbara ytor och det finns inte heller någon avsikt att odla några växter. Markanvändningen inom området bedöms därmed som mindre känslig och i likhet med Naturvårdsverkets generella riktvärde för mindre känslig markanvändning beaktas därför inte exponeringsvägen intag av växter. Merparten av växternas rötter bedöms inte nå ner till större djup än en meter. I lerjordar tränger rötter längre ned i markprofilen och i sandiga jordar är rötterna ytligare, på grund av olika penetreringsmotstånd. Inom Karlitområdet utgörs djupare liggande jord i huvudsak av grövre jordart såsom grusig sand. En studie har visat att maximalt rotdjup för flera grönsaker och rotfrukter varierade mellan 32 och 86 cm i sandjord. (Jordbruksverket 1992). För enstaka träd och andra växter kan dock en del av rotsystemet nå ner till större djup. Intag av växter beaktas därför i begränsad omfattning för jord djupare än 1 meter i områden med bostäder, grönområden samt hamntorg. Tabell 9. Antagen konsumtionsandel av växter från området vid olika markscenarier och jorddjup. Markscenario Jorddjup Andel Kommentar konsumtion av växter från området Bostäder/blandad bebyggelse 0–1m 5% Tomterna är relativt små och odlingsytan bedöms vara begränsad. Vid en del bostäder kommer det saknas möjligheter till mer omfattande odling, men enstaka fruktträd och bärbuskar kan förekomma. Bostäder/blandad bebyggelse >1m 1% Enstaka växter kan ha djupare rötter. Kontor/handel/ lager 0 – 1 m, >1m 0% Intag av växter beaktas inte. Inga odlingsbara ytor kommer att finnas. Grönområden 0–1m 1% Inga odlingsbara ytor kommer att finnas, men några enstaka träd eller buskar med frukt/bär kan förekomma eller vilt växande bär och svamp. Grönområden >1m 0,5 % Enstaka växter kan ha djupare 33 rötter. Hårdgjord yta 0–1m 1% Samma antagande som för grönområde 0-1 m, eftersom det planeras för planteringar på parkeringsytorna. Hårdgjord yta >1m 0,5 % Enstaka växter kan ha djupare rötter. 4.5.4 Miljö 4.5.4.1 Markmiljö Enligt en av Naturvårdsverkets utgångspunkter bör skyddsnivån i marken motsvara en nivå där marken kan uppfylla de funktioner som förväntas vid den planerade markanvändningen. Till exempel kan de funktionerna vara relaterade till mänsklig användning av mark såsom jordbruk och djurhållning eller trädgårdsodling eller vara relaterade till miljöskydd som ger förutsättningar för ekosystem att överleva och utvecklas. I Naturvårdsverkets riktvärdesmodell ges ett skydd för markmiljön som motsvarar skydd av 75 % av de marklevande arterna vid KM och 50 % vid MKM. Generellt sett anser Naturvårdsverket att ett lägre skydd än 50 % inte ger förutsättningar för ett fungerande ekosystem. Om det inte bedöms vara motiverat med en 50 procentig eller högre skyddsnivå, kan det i vissa fall därför vara aktuellt att inte beakta skydd av markmiljön alls. I Sweco:s rapport Storstadsspecifika riktvärden anges följande riktlinjer för bedömning av skydd av markmiljö i urbana miljöer: Riktvärde för skydd av markmiljö enligt KM har använts för mark bestående av naturlig jord i bostadsområden samt parker och grönytor. Riktvärde för skydd av markmiljö enligt MKM har använts för mark bestående av naturlig jord inom verksamhetsområden. Riktvärde för skydd av markmiljö motsvarande ”lågt skyddsbehov” (25 % skydd) har använts för mark bestående av fyllning i bostadsområden, verksamhetsområden samt parker och grönytor. Riktvärde för skydd av markmiljö motsvarande ”mycket lågt skyddsbehov” (10 % skydd) har använts för mark under torg, parkeringsplatser och gator samt för djupt liggande jord Stora delar av det aktuella planområdet utgörs av schakt- och fyllnadsmassor av sandigt-grusigt material och organiskt material såsom avfall från tillverkningen av fiberskivor. I dessa områden bedöms det inte råda optimala förhållanden för en rik markmiljö. I de delar som planeras för bostäder med tomter bör dock inte föroreningar vara ett hinder för att på sikt kunna förbättra markmiljöförhållandena och utveckla ekosystemet och dessa områden bör därför ges ett högre skydd för markmiljön. Även i grön- och strandområden bör markmiljön skyddas, men skyddet bedöms kunna vara begränsat i de delar där marken utgörs av 34 fyllnadsmassor. Detsamma gäller också för områden med kontor, handel och lager. Motivet till det är att det kan ske en samverkan mellan olika typområden. I djupare liggande jord bedöms få eller inga markorganismer leva. Särskilt påtagligt har det visat sig vara i stadsmiljöer, där det finns uppgifter om att förekomsten av organismer på större djup än några decimeter är mycket låg. (Sweco, 2009). Med tanke på att stora delar av området utgörs av schakt- och fyllnadsmassor, bedöms det djup som är väsentligt för att stödja markens funktion vara begränsat. Skyddsbehovet med avseende på markmiljön bedöms därmed vara mycket lågt i jord djupare än 1 meter. Särskilt gäller det i områden med övervägande hårdgjorda ytor – området för kontor, handel och lager samt för parkeringsytor. Ingen odling av växter planeras med undantag för mindre planteringar på parkeringsytor (hårdgjorda ytor). Det bedöms därför inte vara motiverat att beakta skydd av markmiljö djupare än en meter för dessa markanvändningsscenarier. För områden med bostäder och blandad bebyggelse samt för grönområden beaktas ett visst skydd för markmiljön på mer än en meters djup. En annan aspekt som bör vägas in vid bedömning av skyddsnivå för markmiljön är förekomsten av persistenta och bioackumulerbara föroreningar. Enligt Naturvårdsverkets rapport om generella riktvärden (NV-rapport 5976), bör det generellt sett ställas höga krav på skydd av markmiljön för dessa föroreningar då de på sikt kan leda till miljöpåverkan. Detta är också i överensstämmelse med de nationella miljömålen, vilka anger en målsättning att fasa ut eller kraftigt begränsa denna typ av ämnen. Vid Karlitområdet förekommer dioxiner och även PCB i mindre omfattning, vilka hör till gruppen persistenta och bioackumulerbara föroreningar. För dessa föroreningar ställs därför ett högre krav på skydd av markmiljön motsvarande 75 % skyddsnivå för alla markanvändningsscenarier, se tabell 10. Tabell 10. Antagna skyddsnivåer för markmiljö vid olika markscenarier och jorddjup. Markscenario Jorddjup Skyddsnivå Kommentar för markmiljö Bostäder/blandad bebyggelse 0–1m 75 % Samma antaganden som för generellt scenario för känslig markanvändning (KM). Bostäder/blandad bebyggelse >1m 50 % Skyddsnivån gäller för de föroreningar som inte är persistenta och bioackumulerbara. Samma antaganden som för generellt scenario för mindre känslig markanvändning (MKM). Med hänvisning till vad som redogjorts för ovan bedöms det inte vara motiverat med ett högre skydd för markmiljön. 35 4.5.4.2 Kontor/handel/ lager 0–1m 50 % Skyddsnivån gäller för de föroreningar som inte är persistenta och bioackumulerbara. Samma antaganden som för generellt scenario för mindre känslig markanvändning (MKM). Kontor/handel/ lager >1m 0% Med hänvisning till vad som redogjorts för ovan bedöms det inte vara motiverat att skydda markmiljön på större djup under hårdgjorda ytor. (Gäller inte för de föroreningar som är persistenta och bioackumulerbara). Grönområden 0 – 1 m, >1m 50 % Skyddsnivån gäller för de föroreningar som inte är persistenta och bioackumulerbara. Samma antaganden som för generellt scenario för mindre känslig markanvändning (MKM). Med hänvisning till vad som redogjorts för ovan bedöms det vara motiverat med ett lägre skydd för markmiljön. Hårdgjord yta 0–1m 50 % Skyddsnivån gäller för de föroreningar som inte är persistenta och bioackumulerbara. Samma antaganden som för generellt scenario för mindre känslig markanvändning (MKM). Hårdgjord yta >1m 0% Med hänvisning till vad som redogjorts för ovan bedöms det inte vara motiverat att skydda markmiljön på större djup under hårdgjorda ytor. (Gäller inte för de föroreningar som är persistenta och bioackumulerbara). Alla markscenarier (Dioxiner och PCB) 0 – 1 m, >1m 75 % Högre skyddsnivån för dioxiner och PCB eftersom de är persistenta och bioackumulerbara. Skydd av grundvatten och ytvatten I Naturvårdsverkets riktvärdesmodell beaktas skydd av ytvatten i omgivningen samt skydd av grundvatten inom eller nedströms det förorenade området. För grundvatten tas hänsyn för hälsoeffekter vid användandet av grundvattnet som dricksvatten. För ytvatten är haltkriterierna satta så att negativa effekter på den akvatiska miljön undviks. Skydd av grundvatten beaktas inte eftersom grundvattnet i området inte kommer att användas som dricksvatten samt att det varken finns någon grundvattenförekomst eller mindre grundvattenakvifär nedströms Karlholms strands område. Skydd av ytvatten kommer däremot att beaktas i enlighet med riktvärdesmodellen. Det ger dock indirekt ett skydd av grundvatten med avseende på föroreningsspridning till ytvatten. 36 Frånsett parametern ”Sjöns volym” har inga förändringar gjorts som är av betydelse för skydd av ytvatten vid beräkningen av de platsspecifika riktvärdena. Därmed ges ett skydd för den akvatiska miljön i Karlholmsfjärden. 4.5.5 Beräkning av platsspecifika riktvärden (PSRV) Utifrån ovan angivna antaganden har platsspecifika riktvärden tagits fram och jämförts med uppmätta halter i området. I bilaga 2 finns utdrag ur Naturvårdsverkets riktvärdesmodell med antaganden, motiv till ändringar samt beräkningar av de platsspecifika riktvärdena för området. I de fall uppgifter om platsspecifika förhållanden saknas har ingen förändring gjorts. Platsspecifika riktvärden har tagits fram för de föroreningar där halter uppmätts över Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig respektive mindre känslig markanvändning (KM respektive MKM), se tabell 11 och 12. Som redogjorts för tidigare har en indelning gjorts efter markanvändningsscenario samt djupindelning 0-1 meter respektive djupare än 1 meter. I tabell 11 och 12 nedan framgår även vilken exponeringsväg som är styrande för riktvärdet enligt följande princip med färgkoder: Skydd av markmiljö styrande Intag av växter styrande Inandning av ånga styrande Intag av jord styrande Hudkontakt jord/damm Skydd av ytvatten styrande Skydd mot fri fas styrande Bakgrundshalt styrande Akuttoxicitet styrande Oberoende av markanvändning är skydd av markmiljö med några undantag styrande för de flesta föroreningar som påträffats inom Karlitområdet. För arsenik är övervägande bakgrundshalten styrande och för kadmium intag av växter. Intag av växter är även styrande vid vissa markanvändningsscenarier för PAH H och PCB. För dioxiner och för bly är intag av jord styrande vid flera scenarier. För tre av de flyktiga föroreningarna, kvicksilver, aromater C8-10 samt PAH M är inandning av ånga styrande i de fall det finns byggnader. 37 Tabell 11. Beräknade platsspecifika riktvärden (PSRV) för metaller (mg/kgTS) med utgångspunkt i Naturvårdsverkets generella modell för riktvärden för mark (NV, 2009c) samt Naturvårdsverkets generella riktvärden för KM och MKM. As Ba Cd Co Cu Cr Hg Ni Pb V Zn Bostäder och blandad bebyggelse 0 - 1 m 10 200 1,2 20 80 80 0,35 70 70 100 250 Bostäder och blandad bebyggelse > 1 m 10 300 8 35 200 150 2,5 120 400 200 500 Kontor/handel/lager 0-1 m 25 300 20 35 200 150 2,5 120 400 200 500 40 700 7000 5000 6 6000 25000 Kontor/handel/lager >1m 100 60000 3500 5000 Grönområden 0 - 1 m 10 300 4 35 200 150 5 120 150 200 500 Grönområden > 1 m 20 300 15 35 200 150 10 120 400 200 500 Hårdgjord yta 0 - 1 m 10 300 4 35 200 150 5 120 150 Hårdgjord yta > 1 m 20 15000 15 500 7000 5000 18 Bakgrundshalt 10 80 0,2 10 30 30 0,1 3500 2500 25 15 200 500 6000 25000 40 70 Tabell 12. Beräknade platsspecifika riktvärden (PSRV) för alifater, aromater, PAH (mg/kgTS) samt dioxiner med utgångspunkt i Naturvårdsverkets generella modell för riktvärden för mark (NV, 2009c) samt Naturvårdsverkets generella riktvärden för KM och MKM. alifater C8-C10 alifater C16-C35 aromater aromater aromater C8-C10 C10-C16 C16-C35 PAH L PAH M PAH H dioxin PCB, sum 7 Bostäder och blandad bebyggelse 0 - 1 m 25 100 10 3,0 Bostäder och blandad bebyggelse > 1 m 10 3,0 3,5 1,8 20 0,015 180 1000 50 15 40 15 20 10 250 0,1 Kontor/handel/lager 0-1 m 120 1 000 Kontor/handel/lager >1m 50 15 40 15 20 10 200 0,1 350 2 500 1000 500 180 500 40 50 250 0,1 Grönområden 0-1m Grönområden > 1 m 500 1000 50 15 40 15 40 4 40 0,035 500 1 000 50 15 40 15 40 10 250 0,1 Hårdgjord yta 0-1m 500 1000 50 15 40 15 40 Hårdgjord yta > 1 m 700 2 500 1 000 500 180 500 250 4 40 0,035 30 250 0,1 38 4.6 Föroreningssituation Bedömningen av föreningssituationen baseras på utförda miljötekniska undersökningar av industriområdet (Ramböll, 2014-04-16, 2014-09-26 och 201502-10) samt de ovan framtagna platsspecifika riktvärdena. 4.6.1 Jord och sedimenterat material i industriområdet De föroreningar som påträffats inom området är i huvudsak oljeföroreningar (alifatiska och aromatiska kolväten, PAH) och metaller (framför allt arsenik, nickel, vanadin och zink). Därutöver har dioxiner och PCB påträffats i några enstaka punkter. Mest utbredd över området är oljeföroreningarna. Hittills har prov tagits i 67 undersökningspunkter. De platsspecifika riktvärdena (PSRV) överskrids i drygt hälften av dessa. Föroreningar i halter över PSRV förekommer företrädesvis på vedgårdsområdet i industriområdets nordvästra del, ute på Själön med undantag för den nordligaste delen samt i anslutning till delar av industribyggnaderna. De högsta föroreningshalterna har påträffats utanför ett par av fabriksbyggnaderna, där processvatten hanterats (sedimentations- och jorddammar) och där dagvatten släppts ut. I en av dammarna uppmättes arsenik i en halt som kan ge akuttoxiska hälsoeffekter vid exponering. Dioxin påträffades enbart i områden som fyllts ut med organiskt material (trärester efter spån, flis och bark) samt i bark- och spånrester på vedgårdsområdet och PCB i en utsläppspunkt för dagvatten samt i deponimassor i den del av deponiområdet där massorna flyttats. I två punkter överskrider uppmätta halter även gränsen för farligt avfall (cancerogena PAH i punkt 17 intill en dieseltank och zink i punkt 58 i ett område utfyllt med avfall på Själön.) Vidare har fri fas olja påträffats i punkt 1 öster om en av industribyggnaderna och sannolikt har oljeföroreningen spridit sig österut mot Karlholmsfjärden. I figur 7 samt bilaga 1 redovisas uppmätta halter av samtliga aktuella föroreningar i de olika undersökningspunkterna i jämförelse med platsspecifika riktvärden (PSRV) för de markanvändningsscenarier som anges i figur 6. I kartan i figur 7 anges även uppmätta halter av dioxin (ng TEQ/kgTS) i bottensedimenten i Karlholmsfjärden. Totalt bedöms ca 70 000 m2 vara förorenade i halter över PSRV varav ca 70 % av arealen utgörs av ytliga föroreningar, som förekommer inom 1 m meter under markyta eller i sedimenterat material. Uppskattningsvis innehåller i storleksordningen 90 000 - 100 000 m3 jord föroreningar i halter överskridande PSRV. I kartan i figur 8 anges en preliminär avgränsning av olika förorenade delområden där föroreningsnivån överskrider framtagna PSRV. Föroreningarnas sammansättning i de olika delområdena samt en grov uppskattning av volym förorenad jord där halterna överskrider riktvärdet framgår av tabell 13 nedan. 39 Figur 7. Uppmätta föroreningshalter i jord och sedimenterat material jämförda med framtagna platsspecifika riktvärden (PSRV) samt uppmätta halter av dioxin (ng TEQ/kgTS) i bottensedimenten i Karlholmsfjärden. I kartan benämns undersökningspunkterna enbart med beteckningarnas två sista siffror. 40 Tabell 13. Föroreningarnas sammansättning samt en grov uppskattning av volym förorenad jord med halter över platsspecifika riktvärden, PSRV i de olika delområdena i figur 7. Delomr. Föroreningar Uppskattad yta (m2) Uppskattad volym (m3) Kommentar 2 Dioxin, alifater 6 600 13 200 Utfyllnad av träfiberrester efter flisupplag. Genomsnittlig mäktighet är ca 2 meter. 3 Dioxin, alifater, PAH 23 800 23 800 Dioxiner i ytligt barklager i områdets norra del. Alifater (främst C16-C35) utbredda över stor del av området. Västra delen av området: Högst uppmätt halt av alifater och PAH. Genomsnittlig mäktighet är ca 1 meter. Fyllnadsmaterial: Sand och grus. 4 Arsenik 2700 2700 Ytlig metallförorening av arsenik i områdets sydvästra del och bly i områdets nordöstra del. Fyllnadsmaterial: Sand och grus. 5 Dioxin, arsenik, alifater, aromater och PAH 8 150 16 300 Sand- och grusfyllning med metaller (arsenik, kobolt och nickel) i översta metern samt alifater, aromater och PAH ca 1,5 – 2 m djup. Fri fas olja samt ytligare oljeförorening. Dioxiner samt ställvis vissa metaller (barium, kadmium) i utfyllnad av träfiberrester i områdets nordöstra utkant, ca 2-2,5 m. 6 Aromater och PAH 1 000 1 000 Sand- och grusfyllning. Aromater och PAH i nordvästra delen härrör troligen från spill av dieselolja. 7 PAH 650 650 Ytlig PAH-förorening i sand- och grusfyllning. 8 Metaller 2 400 4 800 Barium, nickel, vanadin och zink i ca 2 meter sand- och grusfyllning. 9 Arsenik, aromater och PAH 1 850 1 850 Mörk sand- och grusfyllning med kolrester i översta metern. 10 Dioxin, metaller, alifater, PCB 4 800 9 600 Utfyllnad av träfiberrester och annat avfall, ca 1,5 – 2,5 m. Flertalet metaller, men framför allt arsenik, nickel, vanadin och zink (överskrider gränsen för farligt avfall i områdets nordöstra del). 11 Metaller, alifater och aromater 3 200 3 200 Västra jorddammen, som är vattenfylld. Förorening i sedimenterat material. Metaller: kadmium, koppar, kvicksilver, zink samt arsenik (akuttoxisk halt av arsenik i dammens 41 sydvästra del). 12 Metaller, alifater 2 600 7 800 Östra jorddammen, som är utfylld med processavfall (träfiber), ca 3 m. Samma metaller som i den västra dammen. 13 Metaller 2 600 2 600 Bly i översta halvmetern med sandoch grusfyllning. 14 Metaller, alifater och aromater 1 200 1 200 Förorening i sedimenterat material i vattenfylld fördelningsbassäng. Metaller: kadmium, kvicksilver och zink. Mycket höga halter alifater. 15 Metaller, alifater och aromater 500 500 Sedimenterat material (nollfiber)i vattenfylld sedimenteringsdamm. 16 Arsenik (något över PSRV) 1 000 1 000 Organiskt. Nollfibrer. 17 Metaller och alifater 4 700 4 700 Organiskt – rester av fiber (nollfiber?) och fiberskivor. 18 Metaller, alifater och PCB 200 200 Ytligt skikt av sedimenterat material vid utsläppspunkt för dagvatten. Metaller: Koppar, bly och zink. 19 Aromater och PAH 500 1 000 Förorening vid dieseltank. Genomsnittlig mäktighet är ca 2 meter. 68 450 96 100 Totalt 42 Figur 8. Ungefärlig utbredning av delområden där föroreningsnivån överskrider platsspecifika riktvärden, PSRV. Som jämförelse till föroreningssituationen med avseende på platsspecifika riktvärden redovisas områden med föroreningshalter över Naturvårdsverkets 43 generella riktvärden för känslig markanvändning (KM). Dessa områden förekommer över stora delar av området, främst i industriområdets nordvästra del, ute på Själön med undantag för den nordligaste delen, i anslutning till delar av industribyggnaderna, se figur 9 nedan samt rapporten Kompletterande miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll 2014-09-26) för en mer ingående beskrivning. Figur 9. Ungefärlig utbredning av delområden där föroreningsnivån överskrider Naturvårdsverkets generella riktvärden för KM. För att kunna göra en bedömning av riskerna med den pågående markanvändningen redovisas även områden med föroreningshalter över 44 Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig markanvändning (MKM). Dessa områden förekommer främst ute på Själön med undantag för den nordligaste delen, i mindre delområden ute på vedgårdsområdet, i anslutning till industribyggnaderna samt i den östra delen av deponiområdet. Se figur 10 nedan samt rapporten Kompletterande miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll 2014-09-26) för en mer ingående beskrivning. Figur 10. Ungefärlig utbredning av delområden (inklusive deponiområdet) där föroreningsnivån överskrider Naturvårdsverkets generella riktvärden för MKM. 45 4.6.2 Grundvatten Grundvatten provtogs och analyserats vid undersökningen 2013-2014, se rapporten Miljöteknisk markundersökning vid Karlitområdet (Ramböll Sverige AB, 2014-04-16). Generellt sett var föroreningshalterna i grundvattnet låga, med undantag för i Karlits deponiområde där en hög dioxinhalt uppmättes. Enligt MIFO-metodikens bedömningsgrunder bedömdes tillståndet som mindre allvarligt för samtliga ämnen där jämförvärden finns. SGU:s bedömningsgrunder visade att halterna är måttliga med avseende på arsenik i en punkt samt nickel och zink i några punkter. I övrigt klassas halterna som låga eller mycket låga. Inga uppmätta halter överskrider Livsmedelsverkets riktvärden. Dioxin analyserades i en provpunkt vid deponin och där överskred halten det holländska riktvärdet Indicative level for serious contamination för grundvatten vid bedömning av tillstånd. Eftersom det förekommer mycket organiskt material i området är det troligt att det dioxin som uppmätts i grundvattnet är bundet till mindre partiklar som inte hann sedimentera före analysen. 4.6.3 Ytvatten i sedimentationsdammar Vattnet från de provtagna sedimentationsdammarna analyserades med avseende på alifater, aromater, BTEX och tungmetaller. Samtliga tungmetaller förekom i dammarna i låga till måttligt höga halter utom kadmium, koppar och zink som förekom i den större västra jorddammen i halt som bedömdes som hög enligt Naturvårdverkets bedömningsgrund1. Halten kadmium och koppar var dock fortfarande lägre än de kvalitetskrav som ställs på ett dricksvatten och kadmiumhalten var även lägre än de kvalitetskrav som ställs på ett dagvatten från en tätort. Halten av alifater, aromater och BTEX var lägre än analysens detektionsgräns för samtliga analyserade ämnen förutom tyngre alifater >C16-C35 och lätta aromater >C8-C10. Dessa uppmättes dock i halt som klart understeg de kriterier om 5 mg/l som brukar ställas på ett länshållningsvatten för ett direkt utsläpp till dagvattenrecipient. Analysresultaten finns sammanställda i rapporten Kompletterande miljöteknisk markundersökning vid Karlitområdet- del två (Ramböll Sverige AB, 2015-02-10). 4.7 Samlad riskbedömning - planerad markanvändning Nedan ges en samlad bedömning av miljö- och hälsorisker bland annat baserad på den markanvändning som planeras enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537 samt de platsspecifika riktvärden som tagits fram. I bedömningen ingår inte deponiområdet inklusive den del av deponiområdet där deponimassor flyttats, eftersom det området hanteras i en kommande tillståndsprövning. 1 Naturvårdsverket 1999. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag. Rapport 4913. 46 4.7.1 Föroreningars farlighet Flera av de föroreningar som förekommer inom området bedöms ha mycket hög farlighet enligt MIFO-metodikens bedömningsgrunder – dioxiner, PCB, PAH samt metallerna arsenik, bly och kadmium. Därutöver förekommer metallerna koppar, nickel och vanadin samt aromatiska kolväten som bedöms ha en hög farlighet, se avsnitt 4.1. 4.7.2 Föroreningssituation Vid jämförelse med framtagna platsspecifika riktvärden (PSRV) har metaller, oljeföroreningar (alifatiska och aromatiska kolväten, PAH) samt dioxiner påträffats i halter över riktvärdena i jorden inom Karlitområdet. I en av dammarna där processvatten hanterats, uppmättes arsenik i en halt som kan ge akuttoxiska hälsoeffekter vid exponering. Mest utbredd över området är olje- och dieselföroreningarna. Metallföroreningarna är begränsade till vissa områden i anslutning till den norra byggnaden samt i de båda jorddammarna och på Själön. Därutöver har PCB påträffats i några enstaka punkter. Främst förekommer dioxiner i halter över de platsspecifika riktvärdena i de områden (tidigare vattenområden) som fyllts ut med fiberavfall, i en utsläppspunkt för processavloppsvatten, i skikt med organiskt material vid vedgårdsområdet samt där det funnits upplag av spån, flis och massaved. Dioxinföroreningar är begränsade till de delar av området där det förekommer organiskt material med trärester efter spån, flis och bark. Föroreningsnivån i grundvatten och ytvatten i sedimentationsdammarna bedömdes som låg-måttlig med undantag för dioxin i ett grundvattenprov. Sannolikt var dioxinet partikulärt bundet. 4.7.3 Föroreningsspridning Sammantaget utifrån de förhållanden som bedöms råda samt utifrån resultat från utförda undersökningar görs bedömningen att pågående spridning av markföroreningar från Karlits industriområde till grundvattnet och ytvattnet samt av flyktiga ämnen är begränsad. Sannolikt pågår dock en viss spridning genom damning från markytor som saknar skydd i form av växtlighet och hårdgjorda ytor samt genom erosion av strandnära mark. Tidigare undersökningar har påvisat att det pågår en spridning av dioxiner till sedimenten i Karlholmsfjärden. Bedömningen i avsnitt 4.2.6 ovan är att den huvudsakliga pågående spridningen beror på att ackumulerade sediment fungerar som en sekundär föroreningskälla. Den framtida föroreningsspridningen kan förväntas minska vid ändrad markanvändning enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537 samt på grund av den pågående landhöjningen i området. På längre sikt kan dock spridningen öka till följd av klimatförändringar med en ökad nederbörd. 47 4.7.4 Känslighet och skyddsvärde Riskerna beror på vilken känslighet exponerade grupper av människor har samt vilket skyddsvärde exponerad miljö har. Bedömning av känslighet utgår från de skyddsobjekt som definierats i avsnitt 4.4. För de som kommer att bo i området bedöms känsligheten vara mycket stor. För de delar av området som har stor betydelse för rekreation och friluftsliv (grönområden, strandområden och hamnområdet) bedöms känsligheten vara stor. Detsamma gäller för de som är yrkesverksamma inom området. Skyddsvärdet för Karlitområdet bedöms vara lågt eftersom ekosystemen anses vara störda både genom den industriella verksamheten på området samt genom den markanvändning som planeras. Dessutom bedöms de fyllnadsmassor som tillförts området ha påverkat ekosystemen negativt. Däremot bedöms Lövstabukten ha mycket stora naturvärden och därför ett högt skyddsvärde. Detta beror främst på orördhet och grunda vikar. Området är det mest skyddsvärda havsområdet i Tierps kommun. Det finns tydliga indikationer på mycket höga naturvärden och en hög biologisk mångfald. Även Tämnarån har höga naturvärden i form av bl.a. havsöring. 4.7.5 Hälso- och miljöeffekter samt riskklassning enligt MIFO fas 2 Utifrån de resultat och bedömningar från tidigare utförda undersökningar samt utifrån de nu framtagna platsspecifika riktvärden och uppskattade förorenade volymer, bedöms föreningsnivån vara hög – mycket hög framför allt med avseende på dioxin och arsenik, men även med avseende på organiska föroreningar – alifater, aromater och PAH:er. Enligt MIFO- metodikens bedömningsgrunder gör enbart förekomsten av dioxin att föroreningsmängden bedöms som mycket stor. Om markanvändningen ändras till vad som anges i Tierps kommuns plankarta för DP 537, bedöms det föreligga risker för negativa miljö- och hälsoeffekter inom stora delar av Karlitområdet, främst inom vedgårdsområdet i industriområdets nordvästra del, ute på Själön med undantag för den nordligaste delen samt i anslutning till delar av industribyggnaderna. Oberoende av markanvändning är skydd av markmiljö styrande för de flesta föroreningarnas riktvärden med några undantag. För de platsspecifika riktvärdena med avseende på arsenik, dioxin och PCB är i första hand intag av jord och växter styrande, medan intag av ånga är styrande med avseende på riktvärden för vissa aromater, PAH:er (PAH-M) samt kvicksilver. I en av dammarna där processvatten hanterats, uppmättes arsenik i en halt som kan ge akuttoxiska hälsoeffekter vid exponering. Merparten av föroreningarna inom området förekommer ytligt, vilket ökar risken för exponering främst genom direktkontakt och intag av jord. Ute på Själön och i delar av vedgårdsområdet finns inte några hårdgjorda ytor. Inom dessa delar har även höga föroreningshalter påträffats. I de områden som är täckta av asfalt är risken lägre för en direkt exponering av föroreningar i markytan. 48 Föroreningsspridningen till grundvattnet samt av flyktiga ämnen bedöms vara begränsad. Sannolikt pågår dock en viss spridning genom damning från markytor som saknar skydd i form av växtlighet och hårdgjorda ytor samt genom erosion av strandnära förorenade markområden. Vid markanvändning enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537 förväntas föroreningsspridningen att minska. Risker för negativa hälso- och miljöeffekter finns med avseende på flera metaller såsom bly, koppar, nickel, vanadin och zink samt andra föroreningar såsom alifater. En effekt som föroreningarna kan ha är att markens ekologiska funktioner påverkas, vilket kan medföra att förutsättningar för växter och marklevande organismer försämras. Risken för negativ påverkan på den akvatiska miljön samt för förhöjda halter i fisk bedöms vara liten, eftersom utspädningen i havet är stor och föroreningsspridningen bedöms vara liten. Skydd av ytvatten är inte styrande med avseende på de uppmätta föroreningshalterna. Så länge föroreningarna är kvar i marken finns det en framtida risk för exponering av människor som kommer att bo eller vistas inom området samt risk för markmiljön. Området har tidigare klassats till riskklass 2 enligt MIFO-metodikens fas 2. Om området ändras till en känsligare markanvändning med boende och rekreationsmöjligheter bör riskklassen revideras. Mot bakgrund av planerna på en känsligare markanvändning med boende och rekreationsmöjligheter samt av de resultat och bedömningar som redovisats ovan samt i rapporterna Miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (Ramböll 2014-04-16), Kompletterande miljöteknisk undersökning (Ramböll 2014-09-26) samt Kompletterande miljöteknisk undersökning (Ramböll 2015-02-10) föreslås Karlitområdet klassas till riskklass 1 enligt MIFO fas 2. 4.8 Samlad riskbedömning - nuvarande markanvändning Nedan ges en samlad översiktlig bedömning av miljö- och hälsorisker bland annat baserad på den nuvarande markanvändning samt Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig markanvändning (MKM), eftersom det är den markanvändningen som är aktuell idag. När det gäller föroreningarnas farlighet och föroreningsspridning görs i tillämplig omfattning liknande bedömningar som vid en markanvändning enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537. Merparten av föroreningarna med halter över MKM inom området förekommer ytligt, vilket ökar risken för exponering främst genom direktkontakt och intag av jord. Nuvarande markanvändning klassas som mindre känslig. Genom den verksamhet som pågår med upprustningsarbete som pågår bedöms intag av jord genom t ex damning kunna vara en betydande exponeringsväg. Främst bedöms den ha betydelse för dioxin- och arsenikföroreningar eftersom intag av jord är styrande för riktvärdet för MKM i det fall skydd för grundvatten undantas. Ute på Själön samt vid delar av vedgårdsområdet finns inte några hårdgjorda ytor. Inom 49 dessa delar har även höga föroreningshalter påträffats. I de områden som är täckta av asfalt är risken lägre för en direkt exponering av föroreningar i markytan. 4.9 Bedömning av åtgärdsbehov Utgångspunkten för bedömning av åtgärdsbehov är att Karlholms strand ska kunna användas enligt vad som anges i Tierps kommuns plankarta för DP 537 utan risk för negativa hälso- eller miljöeffekter på grund av konstaterade föroreningar inom området. Hur området ska kunna användas beskrivs genom de övergripande åtgärdsmålen. Den bedömning av hälso- och miljörisker som utförts visar att det finns ett behov att reducera risken inom de områden där föroreningar påträffats i halter över de framtagna platsspecifika riktvärdena (PSRV) för att riskerna för både hälsa miljö ska vara acceptabla på både kort och lång sikt. Utifrån resultaten från genomförda miljötekniska undersökningar, bedöms det därmed finnas ett åtgärdsbehov i de delområden där föroreningar över PSRV bedöms förekomma, se figur 11 nedan. Vid bedömning av åtgärdsbehov har även hänsyn tagits till de justerade PSRV, som anges som mätbara åtgärdsmål, se avsnitt 5.1.3 samt bilaga 1. I de områden där påträffade föroreningshalter överskrider det generella riktvärdet för MKM, se figur 11, bedöms det också finnas ett behov av efterbehandlingsåtgärder med hänsyn till den verksamhet som pågår idag, vilken till stor del omfattar upprustningsarbeten av olika slag. Det bedöms dock inte finnas något åtgärdsbehov med avseende på spridning av föroreningar från området till grundvatten och ytvatten, eftersom spridningsförutsättningar i grundvatten och till ytvatten bedöms vara begränsade och det inte antas finnas någon risk för negativa effekter på den akvatiska miljön i Karlholmsfjärden. Efterbehandlingsåtgärder inom området föreslås utföras i fyra etapper, se figur 12. I tabell 14 nedan redovisas ett förslag på prioriteringsordning. Den baseras på både markanvändning idag samt planerad markanvändning. I första hand bedöms det vara prioriterat med efterbehandlingsåtgärder i de områden där det förekommer ytliga föroreningar och det inte finns hårdgjorda ytor eftersom dessa bedöms innebära stor risk för exponering av föroreningar samt en större spridningsrisk genom framför allt damning. I en del av deponiområdet har ett av de högst prioriterade delområdena åtgärdats genom att förorenade deponimassor flyttats inom deponiområdet. Åtgärden hanteras inom ramen för ett anmälningsärende. 50 Figur 11. Ungefärlig utbredning av områden med åtgärdsbehov baserade på justerade platsspecifika riktvärden enligt mätbara åtgärdsmål. 51 Figur 12. Ungefärlig utbredning av områden som omfattas av de fyra saneringsetapperna. Tabell 14. Förslag på prioriteringsordning för efterbehandlingsåtgärder inom de olika delområden, se figur 11. Etapp Delområden Kommentar 1 Deponimassor inom deponiområde Merparten av deponimassorna har schaktats bort, men uppföljande efterkontroll kvarstår. 2 2, oasfalterad del av 3, 8, 9, 10, 11, 12, 14, 16, 17 3 Asfalterad del av 3 och 5 Område 2, 3, 8, 9, 10, 16 och 17: Ytliga föroreningar. Ingen yttäckning i form av hårdgjord yta. Stor exponeringsrisk. Större spridningsrisk via damning och i viss mån grundvatten. Område 11: Förorenat material i den vattenfyllda jorddammen (östra jorddammen). Spridningsrisk p g a vattenutbyte med havet. Oljeföroreningar under hårdgjord yta (asfalt) relativt nära strandlinjen. 4 4, 6, 7, 15, 19 Föroreningar i anslutning till industribyggnader under hårdgjord yta (asfalt). 52 5. Åtgärdsutredning2 Förutsättningar för åtgärderna är att de övergripande åtgärdsmålen uppfylls, det vill säga: 1. Människor ska kunna bo i området utan oacceptabel risk för hälsa 2. Människor ska kunna äta vilda och odlade växter såsom svamp, bär, frukt och grönsaker utan oacceptabel risk för hälsa 3. Boende inom området och besökande ska kunna vistas och bada i området utan oacceptabel risk för hälsa 4. Människor ska kunna vara yrkesmässigt aktiva inom området utan oacceptabel risk för hälsa 5. Markmiljön ska skyddas så att ekosystemets funktioner kan upprätthållas i den omfattning som behövs för den planerade markanvändningen 6. Förekommande markföroreningar ska inte orsaka oacceptabel risk för negativ påverkan på miljön i Karlholmsfjärden Åtgärdsutredningen beskriver principer för hur området kan saneras och inte åtgärderna i detalj. I åtgärdsutredningen utreds två huvudalternativ för att åtgärda de förorenade områdena där åtgärdsbehov föreligger inom Karlitområdet samt ett nollalternativ. Huvudalternativen är schaktning med omhändertagande på extern deponi samt schaktning med omhändertagande på lokal befintlig deponi inom området. Den lokala deponin är idag inte aktiv och ska efterbehandlas. Anledning till att endast dessa två huvudalternativ är aktuella är att det pågår en planprocess och att det därför finns ett stort intresse av att omgående efterbehandla området. Redan i ett initialt skede har en val av åtgärdsalternativ varit inriktade på att finna en lokal lösning som bygger på att förorenade massor avlägsnas från de delar av området där det bedöms föreligga risk med en ändrad markanvändning enligt Tierps kommuns planprogram. Åtgärdsutredningen baseras på den preliminära avgränsning av föroreningarna, som gjordes i rapporten Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand (Ramböll 2014-10-17 – Utkast), se figur 13 med undantag för avsnitt 5.1.3, vilket baseras på uppgifter i denna rapport inkl. figur 11. De mest utbredda föroreningarna inom området är olje- och dieselföroreningarna. Metallföroreningarna är begränsade till vissa områden i anslutning till den norra byggnaden samt i de båda jorddammarna och på Själön. Därutöver har PCB påträffats i några enstaka punkter. Dioxiner förekommer främst i halter över de 2 Uppgifter om mängder och kostnadsuppskattningar i avsnitt 5 och 6 frånsett avsnitt 5.1.3 baseras på rapporten Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand (Ramböll 2014-10-17 utkast), se även avsnitt 1. 53 platsspecifika riktvärdena i de områden (tidigare vattenområden) som fyllts ut med fiberavfall, i en utsläppspunkt för processavloppsvatten, i skikt med organiskt material vid vedgårdsområdet där det funnits upplag av spån, flis och massaved samt i en del av deponin, som är belägen under högsta förutsebara vattenstånd. Dioxinföroreningar är begränsade till de delar där det förekommer organiskt material med trärester efter spån, flis och bark. Figur 13. Ungefärlig utbredning av områden med åtgärdsbehov baserade på platsspecifika riktvärden.* * Uppgifterna baseras på uppgifter i rapporten Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand (Ramböll 2014-1017 utkast). Aspekter som bör vara vägledande vid val av efterbehandlingsåtgärder är, enligt Naturvårdsverket (2009b) att; Efterbehandlingsåtgärderna bör reducera miljö- och hälsoriskerna så långt det är tekniskt möjligt och ekonomiskt rimligt Åtgärderna bör vara av engångskaraktär 54 - Efterbehandlingsåtgärder bör utföras så att den planerade framtida markanvändningen begränsas så lite som möjligt Kvarlämnas förorening i fast fas bör skyddsåtgärder eftersträvas som reducerar riskerna i motsvarande mån eller som har motsvarande skyddseffekt som om massorna hade omhändertagits på deponi 5.1 Aktuella saneringsmetoder 5.1.1 Schakt och omhändertagande på extern/intern deponi En vanligt förekommande åtgärd för förorenade markområden som reducerar eller eliminerar föroreningskällan är urschaktning och omhändertagande av förorenad jord ex situ (på annan plats) eller on site (på platsen). En fullständig urschaktning av förorenad jord medför att källan för spridningen till omgivande yt- och grundvatten avlägsnas samt att markområdet kan användas utan begränsningar och rekommendationer. Om de urgrävda massorna deponeras inom området kvarstår en viss risk för spridning från området. Deponin skall dock vara utformad så att spridningen från deponin inte utgör någon risk för hälsa och miljö. Urschaktningen sker i enlighet med de åtgärdsmål som tagits fram för den aktuella markanvändningen och urschaktning sker av de massor som är mer förorenade än vad de kommande åtgärdskraven tillåter. Jordmassor delas in i avgränsade enhetsvolymer som kontrolleras genom provtagning och kemisk analys. Schaktade jordmassor transporteras till extern deponi eller mottagningsanläggning där hanteringen beror på jordmassornas halter av föroreningar. Förorenade jordmassor kan även transporteras och tas emot i andra anläggningsprojekt, förutsatt att nödvändiga tillstånd från berörd tillsynsmyndighet har erhållits. Mottagningsanläggningar och deponier som är rimliga alternativ för massor från området utgörs av; Forsbacka deponi, Gävle kommun. Avståndet är ca 65 km via länsvägar och riksvägar. Uppsala vattens anläggning i Hovgården, Uppsala kommun, kan sannolikt ta emot delar av de jordmassor som kan bli aktuella att avlämna. Avståndet är ca 83 km via länsvägar och motorväg. Schakt och avlämning av jordmassor skapar ett behov av massor för återfyllning. Krav behöver ställas på fyllnadsmassor både vad gäller acceptabelt innehåll av föroreningar och tekniska egenskaper. Rimliga krav på fyllnadsmassor är att de är rena, det vill säga att halter av föroreningar är under KM, samt att de utgörs av friktionsjordar, det vill säga inte lera eller silt. Kostnaden för att köpa in fyllnadsmassor kan bli betydande. Möjligheten finns här inom fastigheten till omdisposition av befintliga massor vilket torde vara det bästa alternativet som fyllnadsmassor istället för ett inköp. Omdisposition kan göras genom att massor tas från rena delområden och täkten inom fastigheten och används som fyllning i delområden som åtgärdas. 55 Schakt och omhändertagande på deponi bör kombineras med sortering (se nedan) i syfte att minimera mängderna för avlämning och maximera mängderna som kan återanvändas. Förorenade jordmassor i området förekommer endast undantagsvis under grundvattenytan. Det är tekniskt möjligt att utföra schakt under vatten i den omfattning som bedöms krävas i projektet. De förorenade massorna i botten på de tre vattenfyllda dammarna (delområde 11, 14 och 15 i figur 13) kommer först att tömmas på vatten innan de åtgärdas. Sedimentationsdammarna planeras att användas för omhändertagande av ev. länshållningsvatten (delområde 14) och åtgärdas därför när det inte längre finns behov att omhänderta länshållningsvatten. Därefter schaktas de förorenade massorna bort och hanteras på motsvarande sätt som övriga förorenade massor i området. Risker i samband med att åtgärderna utförs kan hanteras med normala skyddsåtgärder. Risken för allmänheten att komma i kontakt med förorenad jord kan reduceras med befintligt stängsel runt det f.d. industriområdet tillsammans med byggstängsel runt arbetsområdet. Risken för yrkesarbetares kontakt med förorenad jord kan reduceras med lämpliga arbetsmetoder, lämplig skyddsutrustning och bra möjligheter till rengöring. Risken för damning kan reduceras genom till exempel vattenbegjutning av schakter, samt täckta lastbilslass vid behov. Risken för ökad urlakning och spridning i samband med åtgärderna bedöms som små, förutsatt att schakten begränsas i anslutning till ytvattnet. 5.1.2 Sortering Samtliga sorteringsmetoder syftar generellt till att separera finkorniga jordmassor från mer grovkorniga jordmassor. Föroreningarna koncentreras i den finkorniga fraktionen som behöver hanteras i ytterligare ett steg, till exempel avlämnas för omhändertagande på deponi. De utsorterade grövre fraktionerna kan återanvändas till fyllning. Sortering kan generellt delas in i torra och våta metoder. Den enklaste formen av torrsiktning är harpning, men torrsiktning avser ofta sortering med hjälp av skak-, trum- eller stjärnsikt. Inför behandling genom torrsiktning behöver gränsen i kornstorlek bestämmas för den finkorniga fraktionen. En låg gräns ger en mindre mängd finkorniga förorenade massor, dock ökar risken för inslag av finkorniga massor i de grövre fraktionerna. De nämnda metoderna för torrsiktning kan ge en typisk gräns för i kornstorlek på 20 – 40 mm med ett inslag av 2 – 10 % finkorniga massor i de grövre fraktionerna. Vid våtsiktning hanteras den fina fraktionen från torrsiktning i ytterligare ett steg. Våtsiktning ger en bättre separering av finkorniga massor. Gränsen i kornstorlek mellan grovkorniga massor som kan återanvändas och förorenade finkorniga 56 massor kan sänkas, och risken för inslag av finkorniga massor i de grövre fraktionerna minskar. Våtsiktning kräver vattenbehandling, till exempel ett sedimentationssteg och avvattning av slam. Jordtvätt är en sorteringsmetod som medför att den allra finkornigaste fraktionen separeras i en våt process. Vanligtvis används vatten som tvättvätska med additiv för att påskynda urlakning. Vid jordtvätt används ofta fler processer såsom flotation, flockning och avvattning. Vid jordtvätt hanteras föroreningar i vatten och slam och metoden kräver vattenbehandling i ett flertal steg. Sortering är generellt mest lämpligt för jordmassor med låg andel finmaterial, det vill säga inte för jordmassor med silt eller lera. Sortering försvåras vintertid, torrsiktning bör inte utföras av tjälade jordmassor och de våta metoderna kräver en uppvärmd lokal eller liknande. Sortering utförs med fördel på en tillfällig upplagsyta inom åtgärdsområdet dit massorna transporteras efter schakt och fraktioner tillfälligt kan lagras inför vidare hantering. Vid risk för spridning av föroreningar som lakas ur kan det vara lämpligt att upplagsytan är hårdgjord samt att avrinningen kontrolleras och vatten behandlas. Val av sorteringsmetod beror bland annat på kornstorleksfördelningen i de massor som ska behandlas. Inom Karlits industriområde förekommer i huvudsak två typer av fyllnadsmassor – organiskt material (träfiberrester) samt oorganiskt material som vid en okulär bedömning i fält i samband med provtagning i huvudsakligen bedömdes utgöras av sand och grus med en del sten. Det förekommer även inslag av trärester i sand-/grusfyllningen. Utifrån de förhållanden som råder i området samt befintlig kunskap om fyllnadsmaterialets egenskaper, bedöms i första hand sortering med torrsiktning kunna vara aktuell för fyllnadsmaterial med oorganiskt material, eftersom andelen finmaterial bedöms vara liten. Grovt uppskattas fyllnadsmaterialet innehålla ca 25 % grövre material, som kan sorteras bort och återanvändas som fyllnadsmaterial. Metoden är inte lämplig för föroreningar i fyllnadsmassor med organiskt material och heller inte där det förekommer förorening i fri fas, t ex olja. I tabellerna 15 och 16 nedan framgår det vilka delområden (se figur 13 ovan), som kan vara aktuella samt en uppskattning av volymer för sortering samt återvinning. En grov uppskattning ger att ca 7000 m3 av det oorganiska fyllnadsmaterialet skulle kunna återanvändas. Om det förutsätts att fyllnadsmassor kan användas till den befintliga deponins täcksikt, uppskattas ca 5000 m3 av det oorganiska fyllnadsmaterialet skulle kunna återanvändas. 57 Tabell 15. Delområden med åtgärdsbehov där sortering med torrsiktning bedöms kunna vara aktuell samt en grov uppskattning av volym förorenade massor och volym grövre material för återanvändning.* Uppskattad volym förorenade massor för sortering Uppskattad volym grövre material för återanvändning 15 800 3950 4 2700 675 5 3500 875 6 1000 250 8 1800 450 13 2600 650 17 1000 250 28 400 7 100 Delområde Del av 3 (50 %) Totalt Tabell 16. Delområden med åtgärdsbehov där sortering med torrsiktning bedöms kunna vara aktuell exklusive områden där massor kan användas för täckskikt till befintlig deponi samt en grov uppskattning av volym förorenade massor och volym grövre material för återanvändning. * Uppskattad volym förorenade massor för sortering Uppskattad volym grövre material för återanvändning Del av 3 (30 %) 9480 2370 4 2700 675 5 3500 875 6 1000 250 8 1800 450 17 1000 250 19 480 4 870 Delområde Totalt * Uppgifterna baseras på uppgifter i rapporten Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand (Ramböll 2014-1017 utkast). Sammanfattningsvis kan utfallet från sortering sägas vara beroende av: Gränsen i kornstorlek mellan grova massor som kan återanvändas och finkorniga massor som behöver behandlas ytterligare, som sätts av tillsynsmyndighet med stöd av utredningar. Kornstorleksfördelning i jordmassorna. Sorteringsresultat i utförandet. Beror av massornas innehåll av vidhäftande material, t ex organiskt material, inslag av skrot, vattenkvot, årstid med mera. Sortering är inte ett komplett åtgärdsalternativ, men är en del av andra åtgärdsalternativ. Sortering utvärderas därför inte som ett fristående 58 åtgärdsalternativ utan ingår i förslagen schakt och omhändertagande på deponi externt samt inom området. 5.1.3 Återanvändning av förorenade massor Resultaten från de undersökningar som utförts inom industriområdet visar att det finns förutsättningar att återanvända vissa av de föroreningspåverkade massorna från området. Massorna kan återanvändas för täckning av deponin och som återfyllnadsmassor i andra delar med mindre känslig markanvändning eller på större djup. Återanvändning av förorenade massor som täckskikt på deponin eller inom andra delar av området är inte ett komplett åtgärdsalternativ, utan utgör en del av andra åtgärdsalternativ. Åtgärden utvärderas därför inte som ett fristående åtgärdsalternativ utan ingår i förslaget schakt och omhändertagande på deponi inom området nedan. De föreslagna mätbara åtgärdsmålen vilka bland annat baseras på de föreslagna platsspecifika riktvärdena, se avsnitt 4.5 och 8.1, har använts som bedömningsgrund i syfte att bedöma om de förorenade massorna kan återanvändas till återfyllning av schaktgropar inom område. För täckskikt (skyddsskikt) på deponin har särskilda PSRV tagits fram. För Skyddsskikt deponi 0 – 1 m u my, antas samma antaganden som för markanvändningsscenariot Grönområde 0 – 1 m u my. Då täckningen kommer att vara ca 1,5 meter mäktigt görs även en jämförelse med ett förslag på riktvärde för Skyddsskikt/dränskikt deponi > 1 m u my. Ett förslag till platsspecifika riktvärden för scenariot Skyddsskikt/dränskikt deponi >1 m u my har tagits fram genom att beakta de antaganden som anges i tabell 17 nedan. De föreslagna riktvärdena redovisas i bilaga 1. Tabell 17. Platsspecifika antagande vid framtagande av platsspecifikt riktvärde för skyddsskikt på deponin > 1 m u my (djup under markytan). Exponeringsväg Antagande Kommentar Intag av jord och hudkontakt Exponeringstid: 10 dagar/år Inga grävarbeten får ske i deponins skyddsskikt. Som en försiktighetsåtgärd antas dock exponeringstiden 10 dagar/år i det fall enstaka reparationsarbeten kan komma att bli aktuella. Inandning av ånga Beaktas inte Inandning av ånga beaktas inte, då deponin inte kommer att bebyggas. Intag av växter Beaktas inte Intag av växter beaktas inte, då inga växter med djupa rötter (djupare än 1 meter) kan växa på deponin på grund av risk för att förstöra tätskiktet. 59 Skydd av markmiljö Dioxiner och PCB: 75 % Övriga föroreningar: 0 % 75 % skydd för markmiljön med avseende på dioxiner och PCB eftersom de är persistenta och bioackumulerbara. För övriga föroreningar bedöms det inte vara motiverat att skydda markmiljön eftersom ingen växtlighet med djupare rötter kommer att finnas. Syftet med massorna som utgör den undre delen av skyddsskiktet är enbart att skydda deponins tätskikt och för den funktionen finns inget behov av ett skydd av markmiljön. I tabell 18 och 19 uppskattades det översiktligt hur stor mängd massor som skulle kunna återanvändas inom området. Uppskattningen har gjorts för respektive delområde utifrån jämförelsen av uppmätta halter i de olika provpunkterna med de föreslagna justerade platsspecifika riktvärdena i bilaga 1. Hänsyn har endast tagits till föroreningsinnehåll och inte till andra förutsättningar såsom t ex anläggningstekniska förutsättningar. Utifrån föroreningsinnehåll uppskattas ca 55 000 m3 kunna användas som täckskikt i deponins översta meter eller i den översta metern inom grönområden. Vidare uppskattades i storleksordningen 80 000 - 90 000 m3 kunna användas till djupare täcksikt än en meter under deponiytan eller till områden med kontor/handel/lager på mer än en meters djup. På motsvarande sätt bedöms ca 50 000 m3 kunna användas som återfyllnadsmassor i bostadsområden på större djup än 1 meter och i storleksordningen 50 000 - 60 000 m3 massor användas i den översta metern i områden med kontor/handel/lager resp. på mer än en meters djup i grönområden. Vidare uppskattas sammantaget ca 15 000 m3 behöva läggas på deponi. Ca 13 000 m3 av bedöms kunna omhändertas på den befintliga deponin och ca 2000 m3 klassas som farligt avfall och omhändertas på extern deponi. Ca 80 000 90 000 m3 massor (inkl. två massupplag) bedöms kunna återanvändas inom området, vilket motsvarar ca 90 % av de förorenade massor som behöver åtgärdas inom området. Av dessa bedöms vissa massor kunna åtgärdas genom att markytan i delar av området kommer att höjas på grund av översvämningsrisk. Tabell 18. Uppskattning av mängden massor (m3) från de olika delområdena med åtgärdsbehov, se figur 11, som skulle kunna återanvändas inom Karlholms strands område för olika markanvändningsscenarier. Delomr. Bostäder >1m Kontor/ handel/ lager 0 -1 m Kontor/ handel/ lager >1m Kommentar 2 13 200 13 200 13 200 Organiskt material 3 15 300 15 300 23 800 Ca 40 % organiskt material 60 60 % sand/grus 4 2 700 Sand/grus 11 200 Sand/grus 1 000 Sand/grus 650 Sand/grus 4 800 Ca 70 % organiskt material 30 % sand/grus 900 1 850 50 % sand/grus 50 % kol 1 900 1 900 4 800 Organiskt material. Dioxinhalten kan vara gränsfall för grönområde. Beroende på resultat från laktest kan samtliga massor komma att klassas som icke farligt avfall. Ca 1000 m3 bedöms klassas som FA. 1 600 Organiskt material. Västra jorddammen. 12 3 900 3 900 7 800 Organiskt material. Östra jorddammen. 13 2 600 2 600 2 600 Sand/grus 5 5 000 8 100 6 7 650 650 8 9 10 11 14 Organiskt material. Sediment i fördelningsdamm. 15 16 17 3 100 500 Organiskt material. Nollfiber i sedimenteringsbassäng 1 000 1 000 Organiskt material. Nollfibrer. 4 700 4 700 Organiskt material – rester av fiber (nollfiber?) och fiberskivor. 18 Organiskt material. Sediment vid utsläppspunkt. Muddring. 19 Farligt avfall (ej Karlits deponi). En del bedöms dock klassas som icke farligt avfall. Sand/grus. Massupplag Kar1575 3 000 3 000 Massupplag Kar1576 Totalt 48 650 55 250 3 000 Schaktmassor med humusskikt från upprensning av område D på Själön. 1 000 Massor med nedbrutna fibrer, så kallade nollfibrer. 86 200 Inkl. massupplag. Delomr. Grönområde, 0-1 m Grönområde, >1m Skyddsskikt deponi, 0-1 m Skyddsskikt/ dränskikt deponi, >1m Kommentar 2 13 200 13 200 13 200 13 200 Organiskt material 3 20 300 20 300 20 300 23 800 Ca 40 % organiskt material 60 % sand/grus 5 000 11 200 5 000 11 200 Sand/grus 1 000 Sand/grus 650 Sand/grus 4 800 Ca 70 % organiskt material 30 % sand/grus 4 5 Sand/grus 6 7 8 650 61 9 600 10 1 900 1 900 1 900 11 1 850 50 % sand/grus 50 % kol 4 800 Organiskt material. Beroende på resultat från laktest kan samtliga massor komma att klassas som icke farligt avfall. Ca 1000 m3 bedöms i nuläget klassas som FA. 1 600 Organiskt material. Västra jorddammen. 12 3 900 3 900 3 900 7 800 Organiskt material. Östra jorddammen. 13 2 600 2 600 2 600 2 600 Sand/grus 14 Organiskt material. Sediment i fördelningsdamm. 15 16 17 3 100 3 100 3 100 500 Organiskt material. Nollfiber i sedimenteringsbassäng 1 000 Organiskt material. Nollfibrer. 4 700 Organiskt material – rester av fiber (nollfiber?) och fiberskivor. 18 Organiskt material. Sediment vid utsläppspunkt. Muddring. 19 Farligt avfall (ej Karlits deponi). En del bedöms dock klassas som icke farligt avfall. Sand/grus. Massupplag Kar1575 3 000 3 000 3 000 Massupplag Kar1576 Totalt 53 000 60 450 53 000 3 000 Schaktmassor med humusskikt från upprensning av område D på Själön. 1 000 Massor med nedbrutna fibrer, så kallade nollfibrer. 83 500 Inkl. massupplag. Tabell 19. Uppskattad mängd massor (m3) från de olika delområdena med åtgärdsbehov, se figur 11, som behöver läggas på deponi respektive skulle kunna återanvändas inom Karlholms strands område. Delomr. Mängd massor för återanvändning Mängd massor till deponi Kommentar 2 13 200 Organiskt material 3 23 800 Ca 40 % organiskt material 60 % sand/grus 4 2 700 5 11 200 6 1 000 Sand/grus 7 650 Sand/grus 8 4 800 Ca 70 % organiskt material 30 % sand/grus 9 1 850 50 % sand/grus 50 % kol Sand/grus 5 100 Sand/grus 62 10 4 800 3 800 + 1 000 FA Organiskt material Beroende på resultat från laktest kan samtliga massor komma att klassas som icke farligt avfall. 11 1 600 1 600 Organiskt material 12 7 800 13 2 600 14 5.1.4 Organiskt material Sand/grus 1 200 15 500 16 1 000 17 4 700 Organiskt material Organiskt material. Nollfiber i sedimenteringsbassäng 1 000 Organiskt material. Nollfibrer. Organiskt material – rester av fiber (nollfiber?) och fiberskivor. 18 200 Organiskt material. Sediment vid utsläppspunkt. Muddring. 19 1000 FA Farligt avfall (ej Karlits deponi). En del kan dock komma att klassas som icke farligt avfall. Sand/grus. Massupplag Kar1575 3 000 Schaktmassor med humusskikt från upprensning av område D på Själön. Massupplag Kar1576 1 000 Massor med nedbrutna fibrer, så kallade nollfibrer. Totalt 86 200 14 900 Inkl. FA och massupplag. Höjning av marknivån för översvämningsrisk Delar av Karlitområdet ligger under den marknivå där översvämningsrisk föreligger. En översvämningskartering som har utförts över området baserat på data från SMHI visar att marknivån är lägre än högsta förutsebara vattenstånd3 i delar av Karlitområdet, huvudsakligen sydöstra delen av Själön samt sydöstra delen av vedgårdsområdet intill den tidigare kajen. På Själön bedöms markytan komma behöva höjas med mer än en meter för att uppfylla de krav som gäller för bostäder med hänsyn till översvämningsrisk. På Själön finns ett delområde där det förekommer en förorening av bly (delområde 13 i figur 13). Genom att påföra en meter rena fyllnadsmassor bedöms föroreningshalten underskrida de platsspecifika riktvärdena för bly. Styrande exponeringsväg för riktvärdet är skydd av markmiljö. När det gäller hälsorisk underskrider uppmätt halt det hälsobaserade riktvärdet med god marginal både vad gäller blyförorening i den översta metern (400 mg bly/kgTS) som på större djup. 3 HHW100 år 2100, +1,76 (Källa: SMHI). 63 Totalt uppskattas ca 2600 m3 i delområde 13, figur 12, kunna åtgärdas genom höjning av marknivån med hänsyn till översvämningsrisk. Uppfyllning för höjning av marknivån är inte ett komplett åtgärdsalternativ, men är en del av andra åtgärdsalternativ. Åtgärden utvärderas därför inte som ett fristående åtgärdsalternativ utan ingår i förslaget schakt och omhändertagande på deponi inom området nedan. 5.2 Alternativ 1: Noll-alternativ Nollalternativet innebär att inga saneringsåtgärder utförs inom området. Ett stängsel finns uppsatt i områdets västra del, där infarten till området är. I områdets norra del, som sträcker sig mot en mindre väg ner mot havet saknas inhägnad. Det innebär att allmänheten har tillgång till den delen av området och därmed möjlighet att nå hela industriområdet. Den verksamhet som bedrivs är för närvarande uteslutande kopplad till den upprustning av området som pågår. Med den markanvändningen som planeras för området enligt Tierps kommuns planprogram, kommer människor att bo inom området samtidigt som området öppnas upp för allmänheten och möjliggör rekreation. Därigenom kommer människor att kunna exponeras för föroreningarna i betydligt större utsträckning. men redan idag innebär föroreningarna risker för de yrkesverksamma, men även för allmänheten vid vistelse inom området. Förutom risker för människors hälsa, innebär föroreningarna risker för miljön, se riskbedömningen, avsnitt 4. Om inga efterbehandlingsåtgärder vidtas, kommer de oacceptabla riskerna för människors hälsa och miljön att kvarstå och med ändrad markanvändning öka betydligt. Nollalternativet bör medföra omfattande restriktioner när det gäller utveckling av området, men också om området fortsätter att användas för olika typer av verksamheter där yrkesarbetande kommer att vistas inom området. Åtgärdsalternativet bedöms inte uppfylla grundläggande krav, principer och normer för efterbehandlingsåtgärder och bedöms inte vara ett tillämpbart åtgärdsalternativ. Alternativet behandlas därmed inte vidare. 5.3 Alternativ 2: Schakt och omhändertagande på extern deponi Alternativ schakt och omhändertagande på extern deponi har studerats för två alternativa skyddsnivåer som båda uppfyller åtgärdsmålen. 5.3.1 Kostnadskalkyler Kostnadskalkyler görs för två alternativ av urschaktning och omhändertagande på extern deponi enligt följande: Alternativ 2a: Schakt och omhändertagande på extern deponi med skydd motsvarande platsspecifika riktvärden Alternativ 2b: Schakt och omhändertagande på extern deponi med skydd motsvarande Naturvårdsverkets generella riktvärde för känslig markanvändning (KM) 64 En kalkyl av kostnaderna för att utföra schakt och omhändertagande på extern deponi samt sortering kräver ett antal antaganden. Kostnaden för avlämning till deponi är beroende av massornas föroreningsinnehåll, vilket vanligen klassificeras i ett antal klasser. För kalkyl av detta åtgärdsalternativ har fyra klasser för avlämning använts enligt nedan: 1. KM - MKM, halter mellan generella riktvärdet för KM och MKM 2. MKM - 2*MKM, halter mellan MKM och en faktor två gånger MKM 3. 2*MKM - FA (farligt avfall), halter mellan 2*MKM och upp till haltgränsen för farligt avfall 4. FA, halter över haltgränsen för farligt avfall En klassning av de 46 prover som tagits från området där de kemiska analyser som är utförda i undersökningarna avseende metaller, alifater, aromater och PAH samt de 11 punkter där även dioxiner analyserades, visar en fördelning enligt tabell 20 nedan. Tabell 20. Fördelning av utförda analyser i klasser för avlämning till deponi. Antal prov Andel i hela populationen Andel i massor med halter > MKM < KM 15 33 % - - KM - MKM 22 48 % - - MKM - 2*MKM 4 9% 44,5 % 49,2 % 2*MKM - FA 4 9% 44, 5 % 49,2 % FA 1 2% 11 % 1,6 % 46 100 % 100 % 100 % Summa Antagen fördelning Det ska poängteras att fördelningen i utförda analyser inte till fullo sammanfaller med förväntad fördelning vid analys av jordmassor i selektiva enhetsvolymer. Detta på grund av följande skäl: Utförda undersökningar är framförallt riktade, läget för provtagningspunkter är generellt placerade där föroreningar har misstänkts. Kemiska analyser utförs i större grad av prov som misstänks innehålla föroreningar än av prov som bedöms vara rena. De förekommande metallföroreningarna är dock inte uppenbara, vilket mildrar denna faktor. De nämnda faktorerna leder till att fördelningen är en överskattning av föroreningar. Fördelningen används dock för kalkyl av åtgärderna, och appliceras då inom delområden som bedöms vara förorenade. En bedömning av mängderna förorenade massor inom området har utförts. I jämförelse med de platsspecifika riktvärdena visar utförda utredningarna att det ungefärligen finns följande mängder: 65 Cirka 123 950 m3 massor med halter över platsspecifikt riktvärde, det vill säga cirka 103 000 ton. I figur 13 åskådliggörs en preliminär utbredning av delområden i plan inom bruksområdet där det bedöms föreligga ett åtgärdsbehov baserat på platsspecifika riktvärden. De i den fördjupade riskbedömningen beräknade platsspecifika riktvärdena utgör inte åtgärdskrav, men ger en indikation på målen för en åtgärd med schakt och internt respektive externt omhändertagande på deponi. Avfallskarakterisering, klassning avseende omhändertagande på extern deponi För att bedöma möjligheten till omhändertagande på olika typer av deponier kan utlakade mängder från laktestade massor jämföras med gränsvärden för deponering, enligt Naturvårdsverkets författningssamling (NFS 2004:10). Föreskrifterna styr deponering av avfall i tre klasser; deponi för inert avfall, deponi för icke-farligt avfall och deponi för farligt avfall. Laktester har ännu inte utförts på massorna från Karlit utan detta kommer att utföras under saneringen. Här har massorna istället klassificerats utifrån TOC halt då massor med en TOC halt överstigande 6 % räknas som farligt avfall. Dispens kan dock enligt NFS 2004:10 ges för deponering om andra krav för massorna bl.a. DOC innehåll uppfylls och övriga analyser håller haltnivåer som kan godtas av en godkänd mottagningsanläggning. Utifrån TOC halten i massorna har mängden träfiberinnehållande schaktmassor beräknats som om inte dispens söks kommer behöva tas om hand på annat sätt än genom deponering. I tabell 21 har det angetts en uppskattning av hur stora volymer massor från de olika delområdena i figur 13 som har ett så högt organiskt innehåll att dispens krävs för att deponering skall vara möjlig. Ungefär 75 % av fyllnadsmassorna i området utgörs av organiska massor inklusive kvarvarande massor under högsta förutsebara vattenstånd i deponiområdet. I tabell 22 anges en uppskattad mängd av oorganiska massor. Tabell 21. Uppskattad mängd schaktmassor som innehåller träfiber och därmed förhöjd TOC halt.* Område Mängd m³ 1 37 500 2 13 200 3 15 800 Del av 5 (10 %) 700* 9 2 700 10 9 600 11 3 200 12 7 800 14 900 66 15 500 16 200 Summa 92 100 Tabell 22. Uppskattad mängd oorganiska massor.* Område Mängd m³ 3 15 800 4 2 700 Del av 5 (90 %) 6 300 6 1 000 7 650 8 1 800 13 2 600 17 1 000 Summa 31 850 * Uppgifterna baseras på uppgifter i rapporten Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand (Ramböll 2014-1017 utkast). Resultaten från genomförda TOC analyser och utvärderande avfallskarakterisering visar att de delar av massorna som har ett högre organiskt innehåll kan behöva ett särskilt omhändertagande. Massorna med en TOC halt understigande 3 % kan om resultaten från framtida laktest också klarar bedömningen deponeras på deponi för inert avfall. Massorna med en TOC halt överstigande 3 % men mindre än 5 % kan deponeras på en deponi för icke farligt avfall förutsatt att laktester inte visar något annat. Allt farligt avfall som deponeras i en deponi för farligt avfall måste laktestas och klara gränsvärdena för utlakning i 34 § och TOC-halt samt glödförlust i 35 § Avfallsförordningen. Resultaten från klassningen medför att det bedöms finnas förutsättningar för en del förorenade jordmassor med lägre TOC halter förutsatt positivt utfall från laktest för omhändertagande på deponi för inert avfall. Förorenade jordmassor med högre TOC-halt bedöms beroende på utfall från laktest kräva omhändertagande på deponi för icke-farligt avfall samt farligt avfall. TOC har bestämts till > 15 % i de organiska fyllnadsmassorna (trärester med bland annat spån, flis och bark samt där det finns kol i marken), se även avsnitt 4.2. Det organiska innehållet är betydligt högre än de gränser som anges i NFS 2004:10 för att möjliggöra deponering. Det förutsätts därmed att massorna kan genomgå viss behandling så att avfallsanläggningarna kan ta emot dem. För 67 oorganiskt fyllnadsmaterial (sand och grus) uppgår TOC till i storleksordningen 2%. 5.3.1.1 Alternativ 2a: Schakt, sortering och omhändertagande på extern deponi med skydd motsvarande platsspecifika riktvärden (PRSV) I tabell 23 redogörs för volymer och kostnader för omhändertagande av olika massor utefter en fördelning som anges i tabell 18 där massor med högre föroreningshalt förutsätts få ett visst omhändertagande som prissatts utefter det. Posterna i kalkylen kan kommenteras enligt följande: À-priserna är uppskattade med ledning av nyckeltal för anläggningsarbeten respektive ett antal efterbehandlingsprojekt. I bästa fall kan à-priserna justeras nedåt vid upphandling. Fyllning avser massor som köps in. För kalkylen antas fyllning utföras upp till befintlig marknivå. Med övriga byggherrekostnader avses även miljökontroll. Tabell 23. Kalkyl för schakt och omhändertagande på extern deponi samt sortering i form av torrsiktning. * Schakt och omhändertagande på extern deponi Jordschakt Torrsiktning av jordmassor Utfall från siktning, andel grovkornigt Grovkornigt Fyllning Densitet jordmassor Densitet träfiber Mängd massor för avlämning Andel MKM - 2*MKM Avlämning MKM - 2*MKM Andel 2*MKM – FA Avlämning 2*MKM – FA Andel FA Avlämning FA Mängd, andel Enhet Kostnad 90 11 155 500 28400 m3 45 1 278 000 40 170 400 15 % 4260 m3 3 119690 m 350 41 891 500 300 1 248 7452 500 20 812 421 900 1 242 283 1,8 ton/m3 0,5 ton/m³ 84 630 ton 49 % 41625 ton 49 % 41625 ton 1,6 % 1380 ton Summa Övriga entreprenad- och byggherrekostnader under utförandet À-pris 123950 m3 89 037 558 10 % 8 903 756 Summa 97 941 313 Moms 24 485 328 Totalkostnad inkl. moms 122 426 641 * Uppgifterna baseras på uppgifter i rapporten Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand (Ramböll 2014-1017 utkast). 68 Kalkylen i tabell 23 ovan är givetvis behäftad med flertal osäkerheter. Det är dock inte osannolikt att kostnaden kan uppgå till i storleksordningen 150 miljoner kronor. En mycket enkel känslighetsanalys visar följande: À-priserna ger en linjär påverkan på kostnaderna. Mängden schakt ger en linjär påverkan på kostnaderna. Utfallet från sortering har stor påverkan. Densitet har påverkan, antagen densitet är 1,8 ton/m3 för det oorganiska och 0,5 ton/m³ för de med ett högt organiskt innehåll av träfibrer. Utvärdering av schakt och omhändertagande på extern deponi Åtgärderna uppfyller samtliga förslag till åtgärdsmål. Kostnadsbilden är känd. Risker vid genomförandet kan hanteras med normala skyddsåtgärder. Åtgärden är anmälningspliktig. Inverkan på landskapet är tillfällig i samband med åtgärderna. Om omfördelning av massor sker inom området förändras landskapsbilden permanent. Enskilda intressen i form av fastighetsägaren påverkas positivt av åtgärderna eftersom området kan utvecklas. Ett sätt att omhänderta urschaktad jord med förorening av metaller, olja eller dioxiner är genom omhändertagande på extern deponi. Beroende på halt och egenskaper hos den förorenade jorden kan omhändertagande på en deponi för icke farligt avfall och/eller en deponi för farligt avfall bli aktuell. Metoden innebär ingen destruktion av föroreningarna. Om mängden massor som skall omhändertas är stor precis som i detta fall, kan ett alternativ till omhändertagande på extern deponi vara ett lokalt omhändertagande vilket här skulle kunna ske på den befintliga deponin inom industriområdet, se vidare avsnitt 5.4. Den främsta anledningen till ett lokalt omhändertagande av massor är att minska mängden massor som måste transporteras längre sträckor. Transporter är både kostsamma och utgör en miljöbelastning i sig. Det viktiga är utformningen av den lokala deponin så att föroreningsspridning förhindras. 5.3.1.2 Alternativ 2b: Schakt sortering och omhändertagande på extern deponi med skydd motsvarande Naturvårdsverkets generella riktvärde för känslig markanvändning (KM) Detta alternativ – 2b: Schakt, sortering och omhändertagande på extern deponi med skydd motsvarande Naturvårdsverkets generella riktvärde för känslig markanvändning (KM) redovisas för att visa uppskattad kostnad för att också utföra saneringsåtgärd för föroreningar i jord med bland annat ett högre skydd av markmiljö. 69 En bedömning av mängderna förorenad jord inom området har utförts. I jämförelse med de platsspecifika riktvärdena visar utförda utredningarna att det ungefärligen finns följande mängder: Cirka 168 000 m3 massor med halter över KM. Efter sortering beräknas totalt ca 156 000 ton skickas för avlämning på deponi. Kalkylen ger en uppskattad motsvarande total kostnad på ca 184 miljoner kronor inkl. moms, vilken bör betraktas som ett intervall mellan ca 140- 220 miljoner kronor 5.4 Alternativ 3 - schakt och omhändertagande inom området Åtgärdsalternativet innebär att förorenade jordmassor schaktas och omhändertas på befintlig deponi som ska efterbehandlas. Schakt utförs i enlighet med vad som beskrivs i avsnitt 5.1.1 ovan. Alternativet har enbart utvärderats utifrån skydd motsvarande platsspecifika riktvärden. 5.4.1 Omhändertagande på befintlig deponi I och med att det finns en äldre deponi inom området som ska efterbehandlas, bedöms det finnas möjligheter att även rymma bortschaktade förorenade jordmassor inom samma åtgärd. Tillstånd kommer att sökas hos Mark- och miljödomstolen för att efterbehandla deponin samt för att rensa vattenområdet i anslutning till Karlitområdet. Inom ramen för den tillståndsansökan kommer även omhändertagande av förorenade massor från industriområdet att ingå. Genom den verksamhet som bedrivits inom området och de undersökningar som utförts, bedöms de förorenade massorna inom industriområdet vara av likartad karaktär och sammansättning som deponimassorna. Den befintliga deponin klassas som deponi för icke farligt avfall. Ett designkriterium lagkrav vid sluttäckning av sådana deponier är att genomströmningen genom täckningen ska begränsas till maximalt 50 l/m2 och år. Typiska lager i en sluttäckningskonstruktion som uppfyller genomströmningskravet är tätskikt, dräneringsskikt samt skyddsskikt/växtetableringsskikt. Täckningen medför ett behov av bland annat massor med specifika tekniska egenskaper. Det bedöms vara möjligt att en del av massorna kan utvinnas från bortschaktade massorna i området, till exempel massor för skyddstäckning. Tierps kommuns planprogram anges att deponiområdet kommer att användas som en aktivitetspark. Det betyder att täckmassorna inte bör innehålla föroreningar över det platsspecifika riktvärdet för markanvändningsscenariot. Eftersom en separat utredning kring sluttäckningen pågår, utreds inte deponins utformning vidare i denna utredning. I utförda undersökningar har jordmassor med halter över haltgränserna för farligt avfall påträffats i två områden. I norra delen av det utfyllda området på Själön (delområde 10 i figur 13) uppmättes zink i en halt över gränser för farligt avfall och i anslutning till en dieseltank (område 17 i figur 13) cancerogena PAH:er 70 gränsen för farligt avfall. Dessa massor behöver avlämnas till extern deponi. Uppskattningsvis antas 20 % av massorna i delområde 10 samt 17 överskrida gränser för farligt avfall, vilket motsvarar drygt 2000 m3 (2120 m3) jordmassor. 5.4.2 Tillfällig lagring av förorenade massor I avvaktan på tillstånd för omhändertagande på deponi bör det vara möjligt att lägga upp förorenade massor som klassas som icke farligt avfall, på den befintliga deponin inom området för tillfällig mellanlagring. Deponin bör vara en av de mest lämpliga platserna inom området eftersom det därmed inte bedöms finnas risk för att ytterligare förorena andra delar av området. Under förutsättning att tillstånd medges kommer de förorenade massorna att ligga kvar där de tillfälligt lagrats. Det minimerar påverkan på miljön genom att ytterligare arbete med omlastning och transport av massor undviks och är därtill fördelaktigt ur arbetsmiljösynpunkt. Dessutom är det ett kostnadseffektivt tillvägagångssätt. I avsnitt 9 redogörs det för möjliga skyddsåtgärder vid tillfällig lagring av förorenade massor. Frågan angående tillfällig lagring av deponimassor hanteras även i anmälningsärendet om efterbehandling enligt 28 § förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd) för etapp 2. 5.4.3 5.4.3.1 Kostnadsuppskattning Utredningen omfattar fyra alternativ av urschaktning och omhändertagande inom området enligt följande: Alternativ 3a: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området utan ytterligare delåtgärder Alternativ 3b: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med sortering (torrsiktning) Alternativ 3c: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin Alternativ 3d: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med sortering (torrsiktning) samt hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin Alternativ 3a och b: Schakt och omhändertagande inom området med eller utan sortering (torrsiktning) Mängden schakt antas vara densamma som i alternativet med omhändertagande på extern deponi, med undantag för de massor som skulle kunna användas som täckmassor. Utifrån den grova uppskattning av förorenade massor uppskattas den volym massor som ska omhändertas uppgå till i storleksordningen ca 124 000 m3 (123 950 m3). Uppskattningsvis 2120 m3 farligt avfall kan dock inte placeras på den befintliga deponin, utan måste omhändertas på extern deponi. Totalt uppskattas då mängden som ska omhändertas inom området till 121 830 m3. 71 Detta motsvarar även den mängd massor som behövs för återfyllning efter bortschaktning. Om volymen rena massor för återfyllnad efter bortschaktade förorenade massor minskar med den volym som kan återanvändas som fyllnadsmaterial efter sortering uppskattas ca 120 000 m3 (123 950 – 4260 m3) att behövas för återfyllning. Mängden massor som läggs på den befintliga deponin uppskattas då till ca 118 000 m3 (119 690 - 2120 m3). Mycket grovt uppskattas kostnaden för alternativ 3a och b alternativ till ca 30 – 40 % av kostnaden för alternativ 2a (se tabell 21) exklusive kostnad för sluttäckning av deponin och omhändertagande av lakvattnet. 5.4.3.2 Alternativ 3c och d: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin med eller utan sortering (torrsiktning) Om hänsyn tas till att ingen bortschakt av massor behövs i delområde 13 då marknivån höjs, kommer schaktvolymen minska med ca 2600 m3. Om det därtill tas hänsyn till att förorenade massor med halter under platsspecifika riktvärden för Grönområden 0 -1 m betyder det att ca 43 700 m3 mindre massor behöver tillföras området för täckning av deponin. För att kunna kalkylera med den ekonomiska vinsten för detta, antas det motsvara en motsvarande minskning av behovet av rena massor för återfyllnad efter bortschaktade förorenade massor. Därmed uppskattas mängden rena massor till ca 80 250 m3 (123 950– 43 700 m3) utan sortering respektive ca 75 990 m3 (123 950-4260- 43 700 m3) med sortering. Motsvarande mängder som läggs på befintlig deponi blir då ca 78 000 m3 (80 250–2120 m3) respektive ca 74 000 m3 (75 990–2120 m3). Mycket grovt uppskattas kostnaden för alternativ 3c och d till ca 20 – 30 % av kostnaden för alternativ 2a (se tabell 21) exklusive kostnad för sluttäckning av deponin och omhändertagande av lakvattnet. Utvärdering av schakt och omhändertagande inom området Åtgärden uppfyller förslagen till övergripande åtgärdsmål. Även deponin i sig bedöms kunna användas för planerad verksamhet – aktivitetspark/grönområde. Förbrukning av naturresurser i form av opåverkade massor är relativt litet i jämförelse med övriga alternativ som utretts. Åtgärden innebär att långa transporter till deponi uteblir vilket ger en mindre negativ påverkan på miljömålet ”Begränsad klimatpåverkan” än alternativet med extern deponi. Kostnadsbilden är indikerad men osäker. Risker vid genomförandet kan hanteras med normala skyddsåtgärder. Åtgärden är tillståndspliktig, men förutsättningar finns för att hantera schaktning som ett anmälningsärende där schaktmassorna mellanlagras på lämplig plats inom området i avvaktan på ett eventuellt tillstånd. 72 5.5 Inverkan på landskapet är tillfällig i samband med åtgärderna och ger även en permanent förändring av landskapsbilden. Enskilda intressen i form av fastighetsägaren påverkas positivt eftersom området kan utvecklas i enlighet med kommunens planprogram. Restriktioner kan dock följa av den lokala deponin, men dessa följer oavsett eftersom det redan finns en deponi i området. Metoder för behandling För förorenade jordar finns det möjliga behandlingsmetoder som utförs på annan plats efter urgrävning, ex situ, så som exempelvis termisk avdrivning och förbränning. Vid termisk avdrivning värms förorenad jord i ugn och föroreningar förångas, därefter leds gaserna till katalytisk förbränning vilket destruerar föroreningarna. Vid förbränning utförs uppvärmning av förorenad jord till högre temperaturer än vid termisk avdrivning, varvid både avdrivning och destruktion sker i ett steg. Båda metoderna är dock endast applicerbara på organiska föroreningar och främst där halter betydligt högre än här har uppmätts och behandlas därför inte mer ingående. Även biologisk behandling, vilket innefattar både in-situ metoder såsom fytosanering och till exempel kompostering som ofta utförs på en mottagningsanläggning. Vid kompostering läggs jorden i stackarmed en kontrollerad luftgenomströmning. Luftströmmen passerar därefter ett kombinerat kompost- och kolfilter innan utsläpp. Kompostering utförs med fördel på en behandlingsanläggning. Kompostering, är applicerbart på organiska föroreningar. Kompostering för med sig transporter till en behandlingsanläggning. Fytosanering är inte aktuellt att utföra här på grund av att det tar lång tid att nå resultat och det är inte förenligt med byggandet av bostäder så länge saneringen pågår. Metoder för behandling bedöms inte vara aktuella i detta fall och utreds därför inte vidare. 5.6 Förbränning Förbränning sker vid en hög temperatur (vanligtvis mer än 1200°C) och vid närvaro av syre varvid organiska föroreningar omvandlas till oorganiska restprodukter. Metoden är en etablerad teknik för behandling av främst organiska föroreningar, exempelvis dioxiner. De flesta metallerna hamnar i askan som i sin tur måste tas omhand genom exempelvis deponering. Vissa lättflyktiga metaller som kvicksilver och i viss mån arsenik förångas och kan avskiljas från rökgaserna. Förbränning lämpar sig för alla typer av jordar men en stor nackdel är att den är dyr. När det gäller dioxinförorenade massor krävs det betydligt högre halter än de som har uppmätts här för att det skall vara behov av förbränning. Enligt SAKAB krävs förbränning först om dioxinhalten överstiger 15 000 ng TEQ/kg TS. Massor med lägre halter kan deponeras som icke farligt avfall. Det har undersökts om kraftvärmeverk skulle kunna vara en lämplig mottagare för förbränning av de förorenade organiska massorna (träfiber mm). Detta är inte en möjlig lösning då detta inte är förenligt med dessa verksamheters miljötillstånd. 73 Åtgärdsalternativet bedöms inte vara aktuella i detta fall och utreds därför inte vidare. 5.7 Bästa teknikalternativ (BAT) Utifrån befintlig kunskap om områdets status och förutsättningar som i dagsläget finns tillgänglig bedöms alternativen 3c: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin eller 3d: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med sortering (torrsiktning) samt med hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin vara det bästa teknikalternativet. Detta utifrån att de tekniska förutsättningarna för alternativen är tydliga, att riskerna för människa och miljö tydligt reduceras, påverkan på miljömålet ”Begränsad klimatpåverkan” och utnyttjandet av naturresurser begränsas samt att förslaget till åtgärdsmål uppfylls. Därtill är alternativen fördelaktiga ur en ekonomisk aspekt. Alternativ 3d förutsätter dock att massorna är lämpliga för sortering, vilket bedöms osäkert se vidare avsnitt 10.1. Alternativa åtgärder som beskrivs bedöms dock vara möjliga. Om det bedöms kunna vara aktuellt utifrån övriga intressen (såsom enskilda och allmänna intressen), kan det vara lämpligt att utreda teknisk genomförbarhet mer ingående, inför beslut av vald åtgärdsmetod. Med hänsyn till klimatpåverkan samt till vad som är ekonomiskt rimligt bör i första hand alternativet schakt och omhändertagande inom området komma ifråga. 6. Underlag till riskvärdering4 I en riskvärdering görs en sammanvägd bedömning av olika åtgärdsalternativ där hänsyn tas till vad som är miljömässigt motiverat, tekniskt möjligt och ekonomiskt rimligt. Tre huvudalternativ har utvärderats och beskrivits i åtgärdsutredningen ovan; 1: Noll-alternativ 2: Schakt, omhändertagande på extern deponi 3: Schakt, omhändertagande av förorenade massor inom området Alternativ 2 har även omfattat utvärdering av delåtgärden sortering och alternativ 3 delåtgärderna sortering, höjning av marknivån för översvämningsrisk samt återanvändning av förorenade massor för täckskikt på deponi. 4 Uppgifter om mängder och kostnadsuppskattningar i avsnitt 5 och 6 frånsett avsnitt 5.1.3 baseras på rapporten Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand (Ramböll 2014-10-17 utkast), se även avsnitt 1. 74 6.1 Samlad bedömning av olika åtgärdsalternativ Alternativen som utvärderas är de åtgärdsalternativ som tagits upp i åtgärdsutredningen ovan; 1: Noll-alternativ 2a: Schakt, omhändertagande på extern deponi 2b: Schakt, omhändertagande på extern deponi med skydd motsvarande Naturvårdsverkets generella riktvärde för känslig markanvändning (KM) 3a: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området utan ytterligare delåtgärder 3b: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med sortering (torrsiktning) 3c: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin 3d: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med sortering (torrsiktning) samt hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin En sammanfattande jämförelse mellan de olika åtgärdsalternativen redovisas i tabell 21 nedan. I redovisade kostnader för alternativ 3 i tabellen ingår inte kostnader för sluttäckning av deponin och omhändertagande av lakvattnet, eftersom en större del av dessa kostnader går att hänföra till redan befintlig deponi samt att det pågår en separat deponiutredning. 1: Noll-alternativ För noll-alternativet, det vill säga att inga gärder utförs, kvarstår oacceptabla risker för människa och miljö, på såväl kort som lång sikt. Alternativet ger ingen reducering av risk. Området bör inte användas för befintlig verksamhet eller föreslaget åtgärdsmål. Åtgärdsalternativet bedöms ej uppfylla grundläggande krav, principer och normer för efterbehandlingsåtgärder och bedöms ej vara ett tillämpbart åtgärdsalternativ. 2a: Schakt, omhändertagande på extern deponi Alternativet uppfyller förslag till åtgärdsmål. Alternativet ger reducering av risker för både människa och miljö, både på kort sikt och på längre sikt. Volymen förorenade massor förorenade av metaller, alifater, aromater, PAH samt dioxiner och PCB uppskattas till totalt ca 130 000 m3 ner till som mest 3 meters djup. Åtgärdsmetoderna är vanligt förekommande och kostnadsbilden är känd. Större negativ påverkan på miljömålet ”Begränsad klimatpåverkan” än alternativ 3. Risker vid genomförandet kan hanteras med normala skyddsåtgärder. Åtgärderna kräver vissa, men ej alltför omfattande, förberedelse arbeten. Arbetena är anmälningspliktiga. Både enskilda och allmänna intressen påverkas positivt eftersom stora delar av området kan utvecklas och tillgängliggöras för allmänheten. Vidare medför åtgärden en värdeökning av fastigheten. 75 2b: Schakt, omhändertagande på extern deponi med skydd motsvarande Naturvårdsverkets generella riktvärde för känslig markanvändning (KM) För alternativet gäller också många av slutsatserna för alternativ 2a, med följande skillnader eftersom större mängd förorening tas bort jämfört med alternativ 3a större reducering av risker för markmiljö större negativ påverkan på miljömålet ”Begränsad klimatpåverkan” större åtgång av naturresurser i form av opåverkade jordmassor större kostnader större positiv påverkan för enskilda intressen, fastighetsägaren, alternativet medför en större värdeökning av fastigheten. För alternativet uppskattas volymen förorenade massor förorenade av metaller, alifater, aromater, PAH samt dioxiner och PCB uppskattas till totalt ca 168 000 m3 ner till som mest 3 meters djup. 3a och b: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med eller utan sortering Alternativet uppfyller förslag till åtgärdsmål, förutom markanvändningen begränsas på deponin i sig. I och med att deponin redan finns i området innebär det inte någon ytterligare begränsning av markanvändningen. Mer massor till deponin ger en permanent förändring av landskapsbilden. Alternativet ger reducering av risker för både människa och miljö, både på kort sikt och på längre sikt. Negativ påverkan på miljömålet ”Begränsad klimatpåverkan” är mindre än för alternativ 2. Åtgärderna kräver en del förberedelsearbeten. Arbetena är tillståndspliktiga. Alternativet ger inga ytterligare restriktioner för framtida utveckling av området, eftersom det redan finns en deponi inom området. Både enskilda och allmänna intressen påverkas positivt eftersom stora delar av området kan utvecklas och tillgängliggöras för allmänheten. Beroende på delalternativ uppskattas volymen förorenade massor som ska läggas upp på lokal deponi till mellan ca 118 000 och 122 000 m3. Ca 2120 m3 farligt avfall deponeras på extern deponi. Behovet av rena massor för återfyllning bedöms uppgå till ca 124 000 m3respektive 120 000 m3. 3c och d: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin samt med eller utan sortering (torrsiktning) Alternativet uppfyller förslag till åtgärdsmål, förutom att markanvändningen begränsas på deponin i sig. I och med att deponin redan finns i området innebär det inte någon ytterligare begränsning av markanvändningen. Mer massor till deponin ger en permanent förändring av landskapsbilden. Alternativet ger reducering av risker för både människa och miljö, både på kort sikt och på längre sikt. Negativ påverkan på miljömålet ”Begränsad klimatpåverkan” samt åtgång av naturresurser i form av opåverkad jord är mindre än för alternativ 3a-c. Åtgärderna kräver en del förberedelsearbeten. Arbetena är tillståndspliktiga. Alternativet ger inga ytterligare restriktioner för framtida utveckling av området, 76 eftersom det redan finns en deponi inom området. Både enskilda och allmänna intressen påverkas positivt eftersom stora delar av området kan utvecklas och tillgängliggöras för allmänheten. I tabell 24 nedan redovisas en sammanställning av de tre åtgärdsalternativen Nollalternativ, Schakt och omhändertagande av förorenade massor på extern deponi samt Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med avseende på olika aspekter såsom riskreducering, måluppfyllelse, förbrukning av naturresurser och kostnader. 77 Tabell 24. Sammanställning av de tre åtgärdsalternativen Nollalternativ samt Schakt och omhändertagande av förorenade massor på extern deponi respektive inom området med avseende på olika aspekter. Åtgärdsalternativ 1: Noll alternativ 2a: Schakt, omhändertagande av förorenade massor på extern deponi, PSRV 2b: Schakt, omhändertagande av förorenade massor på extern deponi, KM Måluppfyllelse Nej Ja Ja Riskreducering Ingen riskreducering. Nuvarande påverkan och risker för människa och miljö består. Riskreducering för människa och miljö. Risk för tillfällig negativ påverkan i samband med utförande skedet. Riskreducering för människa och miljö. Risk för tillfällig negativ påverkan i samband med utförande skedet. Risker vid utförande Inga Arbetsmiljörisker Arbetsmiljörisker Prövning Nej Ja, anmälningspliktig. Området belägna under högsta förutsebara vattenstånd omfattar tillståndsplikt enligt 11 kap. MB om inte undantag enligt 11 kap. 12 § MB är tillämpligt. Ja, anmälningspliktig. Området belägna under högsta förutsebara vattenstånd omfattar tillståndsplikt enligt 11 kap. MB om inte undantag enligt 11 kap. 12 § MB är tillämpligt. Landskap Ingen påverkan. Tillfällig inverkan i samband med utförande skedet. Om omfördelning av massor utförs ger det en permanent inverkan på landskapsbilden. Tillfällig inverkan i samband med utförande skedet. Om omfördelning av massor utförs ger det en permanent inverkan på landskapsbilden. Naturresurser Ingen påverkan. Opåverkad jord för återfyllning: ca 115 000 m3 Opåverkad jord för återfyllning: ca 115 000 m3 Övriga intressen Bör medföra restriktioner eftersom området inte bör användas för befintlig verksamhet eller föreslaget åtgärdsmål p g a oacceptabla risker för människa och miljö. Positiv påverkan för enskilda och allmänna intressen eftersom området kan utvecklas. Värdeökning av fastigheten. Negativ påverkan på miljömålet ”Begränsad klimatpåverkan” genom långa transporter till extern deponi. Positiv påverkan för enskilda och allmänna intressen eftersom området kan utvecklas. Värdeökning av fastigheten. Negativ påverkan på miljömålet ”Begränsad klimatpåverkan” genom långa transporter till extern deponi. Kostnad [mkr] - 122 mkr (90 – 150 mkr) 184 mkr (140-220 mkr) 79 Forts Tabell 24. Åtgärdsalternativ 3a: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området utan ytterligare delåtgärder 3b: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med sortering (torrsiktning) 3c: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin 3d: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med sortering (torrsiktning) samt hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin Måluppfyllelse Ja Ja Ja Ja Riskreducering Se alternativ 2a och 2b. Se alternativ 2a och 2b. Se alternativ 2a och 2b. Se alternativ 2a och 2b. Risker vid utförande Arbetsmiljörisker Arbetsmiljörisker Arbetsmiljörisker Arbetsmiljörisker Prövning Se alternativ 2a och 2b. Se alternativ 2a och 2b. Se alternativ 2a och 2b. Se alternativ 2a och 2b. Landskap Ger permanent inverkan då landskapsbilden förändras. Tillfällig inverkan i samband med utförande skedet. Ger permanent inverkan då landskapsbilden förändras. Tillfällig inverkan i samband med utförande skedet. Ger permanent inverkan då landskapsbilden förändras. Tillfällig inverkan i samband med utförande skedet. Ger permanent inverkan då landskapsbilden förändras. Tillfällig inverkan i samband med utförande skedet. Naturresurser Opåverkad jord för återfyllning: ca 125 000 m3 Opåverkad jord för återfyllning: ca 115 000 m3 Opåverkad jord för återfyllning: ca 81 000 m3 Opåverkad jord för återfyllning: ca 74 000 m3 Övriga intressen Positiv påverkan för enskilda och allmänna intressen eftersom området kan utvecklas, medför värdeökning av fastigheten. Positiv påverkan för enskilda och allmänna intressen eftersom området kan utvecklas, medför värdeökning av fastigheten. Positiv påverkan för enskilda och allmänna intressen eftersom området kan utvecklas, medför värdeökning av fastigheten. Positiv påverkan för enskilda och allmänna intressen eftersom området kan utvecklas, medför värdeökning av fastigheten. Kostnad [mkr] Uppskattningsvis ca 30 – 40 % av alt. 2a. Uppskattningsvis ca 30 – 40 % av alt. 2a. Uppskattningsvis ca 20 – 30 % av alt. 2a. Uppskattningsvis ca 20 – 30 % av alt. 2a. 80 7. Förordat åtgärdsalternativ Baserat på resultat och bedömningar från samtliga tidigare miljötekniska markundersökningar som utförts under perioden 2013-2015 samt denna riskbedömning, uppskattas mängden förorenade massor som behöver åtgärdas inom Karlholms strands område (med undantag för deponiområdet) uppgå till ca 100 000 m3. Utifrån riskbedömning, åtgärdsutredning och riskvärdering i avsnitten ovan, föreslås följande saneringsåtgärder avseende föroreningarna vid Karlits industriområde: 3c: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin, eller 3d: Schakt och omhändertagande av förorenade massor inom området med sortering (torrsiktning) samt med hänsyn till höjning av marknivå och användning av massor som täckskikt på deponin. Alternativ 3d förutsätter dock att massorna är lämpliga för sortering, se vidare avsnitt 10.2. Därtill föreslås att de massor vars föroreningshalter uppfyller uppsatta åtgärdskrav enligt avsnitt 8 återanvänds som återfyllnadsmassor under förutsättning att de bedöms lämpliga ur anläggningsteknisk synpunkt. Förorenade massor som klassas som farligt avfall omhändertas på godkänd mottagningsanläggning. Utifrån såväl rådande som planerade förutsättningar för Karlits industriområde avseende markanvändning samt föroreningssituation bedöms det finnas ett behov av sanering av föroreningar i jord för att riskerna för hälsa och miljö ska vara acceptabla på både kort och lång sikt. Föreslagna åtgärdsalternativ bedöms uppfylla behovet som finns av riskreducering för den markanvändning som planeras enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537. För ytlig jord är det hälsorisk för människa och skydd av markmiljö som till stor del är styrande för bedömningen av behov av sanering och omfattningen av föreslagna saneringsåtgärder. För bedömning av djupare liggande jord, och styrande för de platsspecifika riktvärdena, är det övervägande skydd av markmiljö som är styrande. För de markanvändningsscenarier där skydd av markmiljön inte beaktas är hälsorisker, skydd av ytvatten samt förekomst av frifas generellt styrande. Att utföra föreslagna åtgärdsalternativ, enligt föreslagen omfattning för ytlig jord och djupare jord, medför att de risker som föreligger såväl idag som i framtiden, med en förändrad markanvändning enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537 81 och som bedöms vara oacceptabla för människors hälsa och markmiljön inom området, reduceras till en acceptabel nivå. Avseende skydd av ytvatten bedöms rådande föroreningssituation inte utgöra någon risk. Att inte utföra föreslagna åtgärdsalternativ eller likvärdiga åtgärdsalternativ enligt föreslagen omfattning medför således att riskerna som föreligger finns kvar och inte reduceras till en acceptabel nivå. I sådant fall behöver riskerna fortsatt tas i beaktande inom området, vilket kan komma att innebära omfattande krav på restriktioner samt hindra utveckling av området enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537. 8. Mätbara åtgärdsmål, riktvärden och åtgärdskrav 8.1 Mätbara åtgärdsmål och krav för återanvändning av massor Utifrån riskbedömning och åtgärdsutredning föreslås mätbara åtgärdsmål. De mätbara åtgärdsmålen preciserar vad som krävs för att uppnå de övergripande åtgärdsmålen. För det förordade åtgärdsalternativet föreslås föreslagna platsspecifika riktvärden (PSRV) för jord, uppdelad på två jorddjup (0-1 m u my samt > 1 m u my), utgöra utgångspunkt för mätbara åtgärdsmål samt krav för återanvändning av massor enligt följande: Föroreningshalterna ska understiga PSRV för aktuellt markanvändningsscenario Föroreningshalterna får inte överskrida haltgränser för farligt avfall Föroreningshalterna på djupet > 1 m u my ska underskrida PSRV för Grönområde > 1 m alternativt får som mest överskrida 3 x PSRV för 0-1 m u my för markscenarierna o Kontor/handel lager > 1 m u my o Hårdgjord yta > 1 m u my o Deponi – skyddsskikt/dränskikt > 1 m u my Massorna som återanvänds för återfyllning får inte innehålla annan typ av förorening än de massor som schaktats bort I tabell 25 och 26 anges beräknade platsspecifika riktvärden (PSRV) med justering enligt mätbara åtgärdsmål. 82 Tabell 25. Beräknade platsspecifika riktvärden (PSRV) med justering enligt mätbara åtgärdsmål, för metaller (mg/kgTS). As Ba Cd Co Cu Cr Hg Ni Pb V Zn Bostäder och blandad bebyggelse 0 - 1 m 10 200 1,2 20 80 80 0,35 70 70 100 250 Bostäder och blandad bebyggelse > 1 m 10 300 8 35 200 150 2,5 120 400 200 500 Kontor/handel/lager 01m 25 300 20 35 200 150 2,5 120 400 200 500 Kontor/handel/lager >1m 75 900 40 105 600 450 6 360 1200 600 1500 Grönområden 0 - 1 m 10 300 4 35 200 150 5 120 150 200 500 Grönområden > 1 m 10 300 15 35 200 150 10 120 400 200 500 Hårdgjord yta 0 - 1 m 10 300 4 35 200 150 5 120 150 200 500 Hårdgjord yta > 1 m 20 900 15 105 600 450 15 360 450 600 1500 Deponi - skyddsskikt 0-1 m 10 300 4 35 200 150 5 120 150 200 500 Deponi - skyddsskikt/ dränskikt > 1 m 30 900 12 105 600 450 15 360 450 600 1500 Tabell 26. Beräknade platsspecifika riktvärden (PSRV) med justering enligt mätbara åtgärdsmål, för alifater, aromater, PAH (mg/kgTS) samt dioxiner. alifater C8-C10 alifater C16-C35 aromater aromater aromater C8-C10 C10-C16 C16-C35 PAH L PAH M PAH H dioxin PCB, sum 7 Bostäder och blandad bebyggelse 0 - 1 m 25 100 10 3,0 Bostäder och blandad bebyggelse > 1 m 10 3,0 3,5 1,8 20 0,015 180 1000 50 Kontor/handel/lager 0-1 m 15 40 15 20 10 250 0,1 120 1 000 Kontor/handel/lager >1m 50 15 40 15 20 10 200 0,1 350 Grönområden 0-1m 2 500 150 45 120 45 40 30 250 0,1 Grönområden > 1 m 500 1000 50 15 40 15 40 4 40 0,035 500 1 000 50 15 40 15 40 10 250 0,1 Hårdgjord yta 0-1m 500 1000 50 15 40 15 40 4 40 0,035 Hårdgjord yta > 1 m 700 2500 150 45 120 45 120 12 250 0,1 Deponi - skyddsskikt 0-1 m 500 1000 50 15 40 15 40 4 40 0,035 Deponi skyddsskikt/ dränskikt > 1 m 700 2 500 150 45 120 45 120 12 250 0,1 83 8.2 Riktvärde yt- och länshållningsvatten 8.2.1 Beräkning av riktvärde för utsläpp Föreslagna riktvärden för ytvatten är framtagna utifrån riktvärden för ett direktutsläpp av dagvatten till recipient, Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag samt tillgänglig information om ämnets toxicitet i vattenmiljön. Vid beräkningen av riktvärde för utsläppet från dammarna har utsläppskriterier satts upp för att det utsläpp som sker i samband med tömningen av dammarna inte skall kunna förorsaka spridning av föroreningar i miljön. Som framgått av de tidigare redovisade resultaten förekommer inget av de analyserade ämnena i vattnet i dammarna i mycket hög halt enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. Den beräknade vattenvolymen i både västra jorddammen och fördelningsdammen tillsammans är ca 4 400 m³ och vattenvolymen i östra jorddammen är ca 800 m³. För att få ett grepp om vilka mängder ett direkt utsläpp av vattnet från dammarna till recipienten medför har en beräkning av mängder som kommer att släppas ut i samband med tömningen av dammarna utförts utifrån tidigare redovisat analysresultat och dammarnas volym, se tabell 27. Det är enbart i den västra jorddammen och fördelningsdammen som tungmetaller uppmätts i höga halter. Halterna av organiska ämnen bedöms genomgående som låga. Tabell 27. Mängder av förekommande analyserade ämnen i dammarna i kg baserat på totalhalt och vattenvolym. Provpunkt Kar 1578 Kar 1579 Summa Provpunkt Kar 1578 Kar 1579 Summa Ca Fe K Mg Na Al As Ba Cd Co (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) 0,66 0,03 0,12 0,20 1,50 6,64 0,05 0,97 0,001 0,01 0,12 0,0024 0,03 0,062 0,50 0,16 0,0056 0,14 0,000082 0,0011 0,8 0,03 0,15 0,26 2,00 6,8 0,06 1,1 0,001 0,01 Cr Cu Hg Mn Mo Ni Pb Zn V (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) (kg) 0,02 0,07 0,0004 7,6 0,004 0,06 0,03 0,55 0,08 0,00072 0,0039 0,000016 1,2 0,0009 0,0029 0,0010 0,021 0,000984 0,02 0,07 0,0004 8,8 0,01 0,06 0,03 0,58 0,08 Riktvärden för ett direkt utsläpp till recipient av vattnet från dammarna har beräknats. Vid denna beräkning har hänsyn tagits till föroreningarnas mängd, recipientens känslighet och föroreningens miljöfarlighet. Sett till mängd kommer det största utsläppet till recipienten att ske av aluminium och mangan följt av natrium och barium. Ingen av dessa metaller bedöms som så miljöfarlig att extra hänsyn behöver tas i samband med ett utsläpp till recipient. För övriga metaller kommer det totala utsläppet att understiga 1 kg till recipient i samband med tömningen av dammarna. 84 Karlholmsfjärden är en del av Lövstabukten som är ett grunt och känsligt vattenområde då det har särskilda förutsättningar som extra väl lämpar sig som uppväxtplats för flera fiskarter. Karlholmsfjärden är redan idag påverkad av verksamheter som pågått på platsen med betydande förorening som finns kvar i bland annat områdets sediment. Även övergödning och syrebrist är problem inom området. Detta har sammantaget resulterat i att området har en otillfredsställande ekologisk status och att den kemiska statusen beroende bl.a. på förekomsten av tungmetallen kvicksilver inte heller uppnår god status enligt vattenmyndigheten (VISS). Vid den planerade tömningen av sedimentationsdammarna kommer det vatten som avleds från dessa till Karlholmsfjärden att omedelbart få en mycket stor utspädning i fjärden. Halterna av de ämnen som finns i det utsläppta vattnet kommer inte att kunna ge en mätbar påverkan i Karlholmsfjärden på grund av den stora utspädningen och den förhållandevis lilla vattenvolym det handlar om. Därmed har även ämnenas miljöfarlighet vägts in för att ligga till grund för de beräknade riktvärdena då några ämnen har betydligt större miljöfarlighet än andra. Naturvårdsverkets riktvärde för utsläpp av olja till recipient är 5 mg/l. Halten av alifatiska och aromatiska kolväten som uppmättes i dammarna här är avsevärt lägre än detta och därmed inget hinder för ett direktutsläpp. 8.2.2 Föreslagna riktvärden för utsläpp av yt- och länshållningsvatten Föreslagna riktvärden för ytvatten är framtagna enligt vad som angivits ovan. Med hänsyn till ämnenas miljöfarlighet har inte riktvärden tagits fram för samtliga analyserade ämnen utan enbart de som bedöms som särskilt farliga vid utsläpp i miljön. Ett ämnes, och då framförallt tungmetallers, giftighet i miljön beror även till stor del på vattnets pH-värde varför även ett riktvärde för pH angivits. Som en jämförelse till de föreslagna riktvärdena för vattnet från dammarna kan nämnas att metallhalten i ett dagvatten från en tätort vanligen är högre än flera av de riktvärden som föreslagits i tabell 28 nedan. Då zink är ett grundämne som är nödvändigt för växter och djurs enzymer är effekter orsakade av zink mycket sällsynta i miljön. Den zinkhalt som har angivits i förslaget till riktvärden avviker därför från det riktvärde för dagvatten om 90 μg/l som anges i bl.a. Stormtac1. Detta kommer dock att vara ett tillfälligt utsläpp av en begränsad mängd vatten till ett välbuffrat vatten varför Ramböll anser att det här föreslagna riktvärdet inte kommer medföra någon negativ påverkan i recipienten av betydelse. När det gäller olja har värdet satts utifrån vad som brukar gälla för ett länshållningsvatten vid ett direkt utsläpp till recipient. Tömningen av dammarna är en tillfällig aktivitet och i detta hänseende bedöms det vara lämpligt att ställa samma krav här som på ett länshållningsvatten. Generellt riktvärde för utsläpp av olja till recipient är 5 mg/l enligt vad som används av miljökontoret i Uppsala kommun i samband med bl.a. byggnationer i Uppsala. 85 Tabell 28. Föreslagna riktvärden för ett direkt utsläpp av vattnet från jorddammarna till recipienten Karlholmsfjärden. Ämne pH 6-9 Arsenik (As) 15 Krom (Cr) 15 Kadmium (Cd) 0,4 Bly (Pb) 14 Koppar (Cu) 8.3 Föreslagna riktvärden (µg/l) 15 Zink (Zn) 140 Nickel (Ni) 40 Kvicksilver (Hg) 0,05 Olja 5000 Åtgärdskrav Åtgärdskraven beskriver hur åtgärdsmålen ska uppnås. Nedan ges förslag till preliminära åtgärdskrav. Föreslaget åtgärdsalternativ utgår från att förorenade massor som överskrider halter motsvarande de mätbara åtgärdsmålen schaktas ur. Förorenade massor bestående av oorganiskt material sorteras, om aktuellt, genom torrsiktning. Finmaterialet som uppfyller kraven för återanvändning till deponins skyddsskikt, eller som återfyllnadsmassor, nyttjas för dessa ändamål och mellanlagras tillfälligt vid behov i anslutning till deponin. Övriga förorenade massor läggs upp på befintlig deponi inom området för tillfällig mellanlagring i avvaktan på tillstånd för uppläggning på deponin. Massorna ska vara möjliga att avskilja i det fall tillstånd inte beviljas och det blir aktuellt med annat omhändertagande. Detta gäller även organiskt material, som inte sorteras. En preliminär avgränsning av föroreningarna inom Karlitområdet redovisas i figur 11 ovan. Urgrävning bedöms ske ner till medeldjupet ca 1 m eller ca 2 meter, varierande mellan ca 0,5 m djup och upp till ca 3 m djup. I flera områden förekommer föroreningarna i organiska fyllnadsmassor bestående av träfiberrester vars utbredning ger en preliminär avgränsning på föroreningens utbredning i djup och sidled. I samband med åtgärden klassificeras massorna varvid den slutliga utbredningen av föroreningarna fastställs. Att mätbara åtgärdsmål uppnåtts kontrolleras genom verifierande provtagning och analys av schaktbotten och schaktväggar. Åtgärdskrav i samband med åtgärd beskrivs mer detaljerat i anmälningsärendet om efterbehandling enligt 28 § i förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd, vilken avser efterbehandling av etapp 2 (delområden i anslutning till befintlig deponi samt på Själön). 86 9. Skyddsåtgärder Nedan beskrivs de skyddsåtgärder som föreslagits att vidtas i samband med utförande av efterbehandlingsåtgärden. Skyddsåtgärderna tar hänsyn till både dagens markanvändning och markanvändning enligt Tierps kommuns plankarta för DP 537 och har även redogjorts för i samband med anmälan för efterbehandling enligt 28 § i förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd för etapp 2. Syftet med skyddsåtgärderna är att minska riskerna till en acceptabel nivå i samband med utförandet av efterbehandlingsåtgärder samt vid tillfällig lagring av förorenade massor inom Karlholms strand. De föreslagna skyddsåtgärderna omfattar bortschaktning och hantering av förorenade massor samt tillfällig lagring av förorenade massor som ska efterbehandlas. Skyddsåtgärderna kommer även att kunna omfatta de deponimassor som redan flyttats inom deponiområdet. 9.1 Bortschaktning och hantering av förorenade massor Bortschaktning och hantering av förorenade massor inklusive återfyllnad av schaktgropar kommer att utföras innan boende finns på området. 9.1.1 Beskrivning skyddsåtgärder Risker i samband med att åtgärderna utförs kan hanteras med normala skyddsåtgärder. Risken för yrkesarbetares kontakt med förorenad jord kan reduceras med lämpliga arbetsmetoder och lämplig skyddsutrustning. Heltäckande arbetskläder ska användas (långbyxor, långärmade tröjor, arbetshandskar, arbetsskor/stövlar med trampskydd). Andningsskydd med kombinationsfilter för partiklar och organisk gas och ånga bör finnas med i beredskap tillsammans med relevanta miljöinstrument (PID-instrument) vid arbeten inom hela området. Vidare ska det finnas möjlighet till rengöring för både de som arbetar samt för utrustning. Innan arbetena utförs informeras entreprenören om föroreningssituationen, hälsooch säkerhetsrisker samt skyddsåtgärder för planerade arbeten. Miljökontrollanten rekommenderar löpande om erforderlig skyddsnivå. Risken för kontakt och inandning av förorenad jord samt föroreningsspridning genom damning kan reduceras genom till exempel vattenbegjutning av schakter, samt övertäckning av last vid behov. Storleken på schaktgropar föreslås minimeras för att minska risken för spridning och exponering av partikelbundna föroreningar. Vattning av upplagda massor föreslås utföras vid torrt väder då risk för spridning och exponering av partikelbundna föroreningar genom damning finns. Fordon, arbetsredskap etc. föreslås vid behov rengöras för att förhindra spridning av föroreningar. 87 För att undvika föroreningsspridning genom erosion, utförs ingen schaktning i strandlinjen. Risken för allmänheten att komma i kontakt med förorenad jord kan reduceras genom ovanstående skyddsåtgärder samt även med befintligt stängsel vid det f.d. industriområdet tillsammans med byggstängsel runt arbetsområdet. Påverkan på vattenkvaliteten genom att föroreningar sprids via yt- och grundvatten kan minskas med hjälp av rening av länshållningsvatten. Reningen kommer ske genom befintliga sedimenteringsanläggningar eller i flisficka. Vid behov kan oljeavskiljare användas. Vattnet i sedimenteringsdammarna provtas före utsläpp till Karlholmsfjärden. 9.1.2 Miljökontroll/kontrollprogram Miljökontrollprogram upprättas i vilket det beskrivs hur miljökontrollen kommer att ske under efterbehandlingsåtgärden. (För etapp 2 och miljökontrollprogram redan upprättats). I samband med åtgärden kommer massorna att klassas genom provtagning och analys av relevanta parametrar (t ex metaller, oljor och dioxin). Prov från schaktens väggar och botten uttas för analys för redovisning av eventuella lämnade föroreningar samt var schaktning utförts till dess att ren jord påträffats. Vattnets kvalitet i sedimentationsdammarna kommer regelbundet att kontrolleras med avseende på olja och metaller före utsläpp till Karlholmsfjärden. 9.1.3 Bedömning av miljö- och hälsorisker efter skyddsåtgärd Bortschaktning och hantering av förorenade massor inklusive återfyllnad av schaktgropar kommer att utföras innan boende finns på området. Därigenom begränsas hälsoriskerna för människor som kommer att bo och vistas inom området samt miljörisker. Genom att skyddsåtgärder vidtas i samband med bortschaktning och hantering av förorenade massor, kommer även hälsoriskerna begränsas för de människor som idag arbetar inom området och som kommer att utföra entreprenadarbeten i samband med efterbehandlingsåtgärden. De skyddsåtgärder som vidtas för att minska föroreningsspridningen innebär att även miljöriskerna begränsas. 9.2 Tillfällig lagring av förorenade massor I avvaktan på tillstånd för efterbehandling av de förorenade massorna i deponin, skyddsåtgärder föreslagits att vidtas i syfte att hindra exponering av de förorenade massorna via erosion/damning, minska mängden vatten som infiltrerar genom massorna samt minska mängden lakvatten. De föreslagna skyddsåtgärderna beskrivs mer detaljerat i en åtgärdsplan för skyddsåtgärd med Salix framtagen av företaget Bioremed (som drivs av två forskare från SLU), se bilaga 3. Slutlig placering av förorenade massor för tillfällig lagring samt utformning av skyddsåtgärder kommer att beslutas inom ramen för 88 anmälningsärendet om efterbehandling enligt 28 § i förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd för etapp 2. 9.2.1 Beskrivning av föreslagna skyddsåtgärder 9.2.1.1 Skyddstäckning De förorenade massorna som tillfälligt ska lagras i deponiområdet i avvaktan på tillståndsprövning, planeras att lagras ovanpå de befintliga deponimassorna. Detta är en förändring av den plats som tidigare angetts i Rambölls Miljökontroll- och masshanteringsplan daterad 2015-02-10. De förorenade massorna som läggs ovanpå deponimassorna täcks med minst en meter schaktmassor som understiger det platsspecifika riktvärdet (PSRV) för grönområde 0 – 1 m. Om möjligt kommer salix att planteras direkt i dessa schaktmassor. I det fall det behövs tillsats av annan typ av jord för att salixodling ska kunna etableras, kommer detta att tillföras. Eventuell tillförd jord kommer att uppfylla kravet med föroreningshalter under PSRV för grönområde 0 – 1 m. 9.2.1.2 Dränering Kring det i detaljplanen angivna deponiområdet, kommer en uppsamlande dränering för lakvatten samt en uppsamlingsdamm att anläggas innan förorenade massor placeras på deponin. Lakvattendräneringen kommer att tätas mot nedströms liggande mark om behov finns, så att vidare transport av lakvattnet med grundvattnet ej sker. 9.2.1.3 Lakvatten Under tiden för tillfällig lagring av förorenade massor, kommer utsläpp av lakvatten att förhindras genom odling och bevattning av Salix, se Bioremeds åtgärdsplan bilaga 3 för en mer detaljerade beskrivning. I åtgärdsplanen beskrivs bland annat genomförande och förutsättningar för skyddsåtgärden samt exempel på liknande projekt. Salix kommer att planteras ovanpå deponin samt i anslutning till deponin inom deponiområdet. Salixodlingen bevattnas sedan med lakvatten under växtsäsongen. För vintersäsongen samlas lakvattnet i uppsamlingsdamm som iordningställs i anslutning till odlingen inom deponiområdet dit dräneringssystemet runt deponin leds. Salix är mycket vattenkrävande och kan ta hand om mellan 6000 – 15 000 m3 vatten/ha och säsong. Om provtagning visar att halterna i lakvattnet är så höga att de bedöms kunna utgöra risk för människors hälsa, kommer salixodling och uppsamlingsdamm i anslutning till deponin att inhägnas. 9.2.2 Kontrollprogram Kontrollprogram kommer att upprättas för provtagning av lakvatten och grundvatten. Analyser görs med avseende på relevanta parametrar såsom metaller, oljeföroreningar, näringsämnen och TOC. 89 Förorenade massor som kommer att återanvändas för skyddstäckning av deponin omfattas av miljökontrollen för efterbehandlingsåtgärden. Miljökontroll för etapp 2 finns beskriven i anmälningsärendet om efterbehandling enligt 28 § i förordning (1998:899) om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd. 9.2.3 Översiktlig karaktärisering och föroreningsnivå – befintlig deponi 9.2.3.1 Deponimassor Deponin utgörs av schaktmassor, rivningsavfall, träavfall, aska och slagg samt även muddermassor och har klassats som en klass 2 deponi. Utförda undersökningar av deponimassorna har visat att dioxinhalterna varierar mellan 20 – 430 ng TEQ/kg TS. Vidare har förhöjda halter av metaller (främst koppar, krom och zink), alifatiska kolväten samt PCB påträffats. Vid en jämförelse med föreslagna platsspecifika riktvärden (PSRV) bedömdes uppmätta halter i provet med de kvarvarande deponimassorna överskrida PSRV för krom, alifater C16-C35, dioxiner samt PCB. De förorenade massor som avses att lagras tillfälligt bedöms därmed innehålla samma typ av föroreningar (metaller, oljeföroreningar, dioxiner samt PCB) som de massor som redan finns på den befintliga deponin. 9.2.3.2 Lak- och grundvatten Vatten och sediment i lakvattendiket har tidigare provtagits av Kemakta. I sedimenten uppmättes då dioxin i en halt om 16 ng TEQ/kg TS, vilket underskrider både framtagna platsspecifika riktvärden (PSRV) för bostäder 0-1 m och Naturvårdsverkets generella riktvärde för känslig markanvändning (KM). Även halter av andra föroreningar (metaller, alifatiska och aromatiska kolväten, PAH:er, PCB m.fl.) var låga eller under rapporteringsgränsen. I lakvattnet uppmättes förhöjda halter av koppar och alifater. Halten koppar bedömdes som måttligt hög enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket, 2000). Halten understeg dock Livsmedelsverkets dricksvattenkriterium för tjänligt dricksvatten med mycket stor marginal. För övrigt var uppmätta halter av andra metaller och andra föroreningar (PAH, BTEX, PCB, klorfenoler, DDT m.fl) låga eller under rapporteringsgränsen. Grundvattnet i deponiområdet har undersökts vid två tillfällen. Vid det första tillfället noterades en viss förhöjning av ett antal parametrar, vilka kan kopplas till föroreningspåverkan. Föroreningspåverkan bedömdes som stor för kväve, TOC, kvicksilver och bly (KM, 1997). Vid det andra tillfället konstaterades det att halten av föroreningar i grundvattnet var låga för samtliga ämnen med undantag för dioxin. Sannolikt var dioxin bundet till mindre partiklar som inte hann sedimentera före analysen (Ramböll, 2014). 90 9.2.4 Föroreningsspridning Ramböll har i avsnitt 4.2 redogjort för föroreningarnas spridningsförutsättningar. Liknande förutsättningar bedöms för de förorenade massorna vid en tillfällig lagring på den befintliga deponin med följande ändring/tillägg: En stor del av de förorenade massorna ligger i dag nära strandlinjen samt inom vad som definieras som vattenområde, det vill säga under högsta förutsebara vattenstånd. Därtill ligger en del av de förorenade massorna under grundvattenytan. Efter att de förorenade massorna schaktats bort och flyttas till deponiområdet för tillfällig lagring, blir massorna placerade över högsta förutsebara vattenstånd och ovanför grundvattenytan. Vidare ökar avståndet mellan de förorenade massorna och strandlinjen då deponin är belägen ca 150200 meter från strandlinjen. Spridningsförutsättningarna bedöms därmed bli mindre än om massorna lämnas kvar. Sedan deponin flyttats längre bort kvarstår inte heller risken för spridning genom erosion. Beträffande föroreningsspridning till ytvatten framgår det av de platsspecifika riktvärdena (PSRV) som tagits fram, att de föroreningshalter som uppmätts i de förorenade massorna med mycket god marginal underskrider de halter som är styrande för ytvatten, se vidare avsnitt 4.6. Efter det att de förorenade massorna flyttats till deponiområdet kommer massornas yta att minskas avsevärt och därmed också nederbördsmängden som infiltrerar de förorenade massorna. Vid en tillfällig lagring av de förorenade massorna ovanpå de tidigare deponimassorna, bedöms inte mängden lakvatten från deponiområdet öka. Dock kan den ökade föroreningsmängden i deponiområdet ge ett större läckage av föroreningar. Genom föreslagen skyddsåtgärd med salixplantering ovanpå de förorenade massorna kommer dock infiltration av nederbörd och därmed lakvattenbildning och föroreningsläckage att minskas. Vidare kommer föroreningsläckaget via lakvatten att minskas till följd av att salix omhändertar lakvatten, se vidare Bioremeds åtgärdsplan, bilaga 3. Idag pågår en föroreningsspridning genom damning från både de förorenade massorna på Själön samt de flyttade deponimassorna på deponiområdet. Efter att de förorenade massorna lagts upp på den befintliga deponin och täckts med 1 meter massor där föroreningshalten underskrider PSRV för grönområde 0-1 m, bedöms föroreningsspridning via damning vara obetydlig. Salixen planteras ovanpå deponin samt i anslutning till befintlig deponi inom deponiområdet. Därmed kommer bevattning med lakvatten inte att orsaka någon förorening av opåverkade områden. Eftersom salixen har förmåga att ta upp flera metaller och även organiska ämnen i vatten, bedöms ytterligare föroreningspåverkan från lakvatten bli begränsad. Genom att salixen även kan ta upp metaller och organiska föroreningar i mark, finns i stället en möjlighet till en sekundär effekt med minskade föroreningshalter i både deponins täcksikt och i anslutning till deponin. 91 9.2.5 Bedömning av miljö- och hälsorisker efter skyddsåtgärd De förorenade massor som avses att lagras tillfälligt bedöms vara av liknande karaktär och föroreningssammansättning som redan befintliga deponimassor. De har samma ursprung som de befintliga deponimassorna och genom att de förorenade massorna lagras ovanpå deponimassorna kommer massorna inte att orsaka föroreningar i ett opåverkat område. Föroreningsspridningen från de förorenade massorna intill deponin och på Själön (etapp 2) minskar genom att massorna schaktas bort från området och placeras på deponin. Placeringen av de förorenade massorna ovanpå deponin i kombination med skyddsåtgärd genom täckning med massor där föroreningshalten underskrider PSRV för grönområde 0 – 1 m samt med odling av salix begränsar föroreningsspridningen från de förorenade massorna under den tid de lagras tillfälligt. Skyddsåtgärden avseende de förorenade massorna kommer även att få en positiv effekt avseende föroreningsspridning på de nu befintliga deponimassorna, dels genom mindre lakvattenbildning och att lakvattnet omhändertas, dels genom minskad spridning via damning. Genom att de förorenade massorna och deponimassorna täcks med mer än en meter massor som klarar åtgärdskrav för grönområde 0 – 1 m, bedöms risken för direktexponering av föroreningar genom intag via damning eller hudkontakt vara begränsad. Endast ett par provtagningar har utförts av lakvatten och bedömning av föroreningsnivån är därför osäker. Uppmätta halter i både lakvatten och sediment indikerar dock att föroreningsnivån idag är liten – måttlig och att hälsoriskerna vid exponering och/eller intag är begränsade. Ytterligare provtagning inom ramen för ett kontrollprogram kommer kunna ge underlag för en säkrare bedömning av föroreningsnivå och risker. Vid behov bedöms en instängsling av dräneringssystemet och uppsamlingsdammen vara en tillräcklig skyddsåtgärd för att minska exponeringsrisken under tiden fram till dess att deponin och de tillfälligt lagrade förorenade massorna slutgiltigt efterbehandlas. Sammantaget bedöms en tillfällig lagring av de förorenade massorna med vidtagna skyddsåtgärder enligt vad som redogjorts för ovan inte innebära några betydande hälso- och miljörisker för människor som kommer att bo och vistas inom området. 10. Diskussion – osäkerheter mm. 10.1 Riskbedömning och bedömning av åtgärdsbehov Det finns flera osäkerheter när det gäller riskbedömningen med avseende på föroreningar vid f.d. Karlits industriområde. En osäkerhet ligger i att det inte tagits fram representativa halter för området. En representativ halt bör dock bara tas fram för områden som är någorlunda homogena ur föroreningssynpunkt. Inom det 92 aktuella området varierar såväl föroreningarnas sammansättning som föroreningsnivå sett ur hela områdets perspektiv. Området har därför delats in i ett antal delområden (19 delområden), vilka baseras på den preliminära avgränsning av föroreningsutbredningen som gjorts utifrån de resultat som utförda miljötekniska undersökningar har visat. Flertalet av dessa områden bedöms däremot vara relativt homogena och det finns därmed förutsättningar för att ta fram representativa halter inom dessa. En representativ halt bör väljas som ett statistiskt mått. Eftersom antalet provpunkter inom respektive delområde är litet, bedöms underlaget för närvarande inte vara tillräckligt ur statistisk synpunkt för att bestämma en representativ halt. Dessutom har inte provpunkterna utplacerats slumpmässigt, vilket de bör vara vid en statistisk bearbetning. Inför genomförande av efterbehandlingsåtgärder kommer klassning att göras av de förorenade massorna och då kommer det kunna ges förutsättningar och därmed kunna bli aktuellt att ta fram representativa halter samt även tydligare definiera egenskapsområden. Till en del begränsas dock osäkerheterna vad gäller bedömning av risker och föroreningarnas utbredning genom att metodiken vid de undersökningar som utförts var riktad provtagning, vilket ger andra fördelar. Hänsyn togs då till fyllnadsmaterialets sammansättning i olika delar av området (se figur 4) samt var det fanns misstankar om föroreningar utifrån den verksamhet som bedrivits. Vidare fick den uppmätta halten representera ett område som bedöms kunna vara större än verkliga förhållanden. Utfallet av föroreningarnas ungefärliga utbredning kan således betraktas som ett troligt, men dåligt fall. Särskilt gäller detta för delområde 3, 4, 9, 13, 17 och 19 där det påträffats föroreningar, vilka sannolikt kan ha orsakats av spill/utsläpp som gett upphov till en mindre omfattande förorening. Uppskattning av föroreningarnas utbredning i de olika delområdena bedöms därmed kunna vara överskattad. De platsspecifika riktvärdena utgår från Naturvårdsverkets modell för generella riktvärden. Enligt Naturvårdsverket är osäkerheten med riktvärdena för förorenad mark större för bedömning av risker vid exponering till följd av att föroreningen sprids till andra medier. Som redogjorts för i avsnitt 4.2 och 4.7.3 bedöms spridning av markföroreningar från Karlits industriområde till grundvattnet och ytvattnet samt av flyktiga ämnen till inomhusluft vara begränsad. Exponering till följd av växters upptag ger dock en viss osäkerhet när det gäller de framtagna riktvärdena, men genom att förutsättningarna för ätbara växter är förhållandevis små, bedöms osäkerheterna inte vara av någon större betydelse. Det finns osäkerheter när det gäller förekomst av föroreningar under vissa byggnader, eftersom det inte varit möjligt att utföra provtagning där. Framför allt gäller det byggnaden där den gamla panncentralen var belägen och där det påträffats en oljeförorening. Det gäller även en oljecistern på Själön (se vidare avsnitt 10.3.) 93 Ytterligare en osäkerhet vad gäller föroreningsmängd är förekomsten av sten och block, som kan utsorteras. Det gäller främst föroreningsmängden i oorganiska jordar. En annan osäkerhet när det gäller riskbedömningen är förändring av framtida markanvändning. Riskbedömningen är baserad på den markanvändning som anges i figur 6 och som i sin tur grundas på Tierps kommuns plankarta för DP 537. I de delar av området som anges blandad bebyggelse kommer det finnas både verksamheter och bostäder. Om en verksamhet inom det området görs om till bostad, innebär det inte någon ökad risk, eftersom samma antaganden gjorts som för bostäder, där de största kraven på skydd ställs. Vidare har både markanvändningsscenariot blandad bebyggelse och bostäder angetts som större sammanhängande ytor utan att splittras av mindre områden med annan mindre känslig markanvändning såsom gator och mindre grönområden. Detta minskar osäkerheten när det gäller framtida ändringar av markanvändningen inom dessa områden, då de redan getts ett högt skydd. 10.2 Åtgärdsutredning Åtgärdsutredningen i avsnitt 5 utfördes i oktober 2014 och är baserad på uppgifter från provtagning utförd sommaren 2014 (med undantag för avsnitt 5.1.3). Ett delområde har utgått samt uppgift om ytterligare förorenade områden har tillkommit. Detta ger en osäkerhet i bedömningen, men det bedöms inte påverka de slutsatser som dragits. Av den anledningen samt att det redan pågår ett anmälningsärende för etapp 2, revideras inte åtgärdsutredningen utifrån nya uppgifter. Kostnadskalkylerna är därmed osäkra, men totalkostnaderna bedöms vara i den storleksordning som angetts tidigare. Det finns också osäkerheter för kostnader för entreprenadarbeten, inklusive avlämning av förorenade massor där det är aktuellt. För att kunna göra en säkrare uppskattning av mängd grövre material som kan sorteras bort genom torrsiktning, kan siktanalys göras på materialet i de olika delområdena där sortering med torrsiktning bedöms kunna vara lämplig. Möjlig mängd att utsortera och återanvända beror dock även på föroreningsgrad för grovfraktionen och förekomsten av organiskt material i de delområden som bedömts kunna vara aktuella. Även om bedömningen gjorts att fyllnadsmassorna i de områdena huvudsakligen utgörs av grus och sand, förekommer det mer eller mindre inslag av trärester av olika slag. Detta beror givetvis på Karlits verksamhet med en omfattande hantering av flis, spån och ved. Genom att flertalet av de föroreningar som påträffats adsorberas starkt till organiskt material, kan föroreningshalten i det grövre material som sorterats vara högre än vad som bedöms acceptabelt ur risksynpunkt. Vidare kan damning under sorteringen innebära ett arbetsmiljöproblem. Det är därför osäkert om siktning är en lämplig metod i detta fall. Den översiktliga uppskattning som gjorts av hur stor mängd massor som skulle kunna återanvändas inom området är sannolikt överskattad. Det beror på att 94 hänsyn endast har tagits till föroreningsinnehåll och inte till andra förutsättningar såsom t ex anläggningstekniska egenskaper. En stor del av de förorenade massorna utgörs av organiskt material, vilka sannolikt är olämpliga att återanvända som anläggningsmassor i de delar där det planeras för bebyggelse. Organiska massor bedöms dock vara användbara som täckskiktsmassor på den befintliga deponin. 10.3 Etapp 2 - specifikt De flesta prov är tagna med hjälp av provgropsgrävning. Ett skäl till att den metoden användes var att det inom stora delar av området fanns utfyllda vattenområden. Med provgrop ges en bättre bild av fyllnadsmassorna sammansättning än vid provtagning med borrbandvagn. Därigenom har en säkrare bedömning av utfyllnadsmassornas sammansättning kunnat göras än om bara borrbandvagn använts vid provtagningen. I framför allt delområde 10 visade sig fyllnadsmassorna vara heterogena, vilket ger en större osäkerhet i bedömningen av fyllnadsmassornas karaktär och föroreningsnivå. Detta kommer att tas hänsyn till i samband med klassificeringen av massor, se vidare kommande detaljerad schaktplan. Det finns även osäkerheter avseende bedömning av farligt avfall eftersom inga laktester har utförts. I delområde 10 har zink uppmätts i halt över gränsen för farligt avfall. I samband med klassificeringen kommer laktester att utföras för att kunna göra en säkrare bedömning av vilka massor som ska klassas som farligt avfall. Föroreningarnas utbredning i djup och sidled inom etapp 2 är inte i detalj avgränsade, eftersom avsikten har varit att göra det vid miljöklassningen av massorna i samband med åtgärdens utförande. Därmed finns en relativt stor osäkerhet i de mänguppskattningar som har utförts. Kunskap om vilka tidigare vattenområden som fyllts ut samt den kunskap som erhållits om fyllnadsmassornas sammansättning vid provgropsgrävning har dock minskat osäkerheten i bedömningarna. Osäkerheten bedöms framför allt vara stor när det gäller mängduppskattningar i områden där föroreningar påträffats i sand/grus samt i områden med heterogena massor. Beträffande olje- och blyföroreningen i delområde 13 till exempel, är det av föroreningssammansättningen att döma troligt att föroreningen härrör från ett olje- eller dieselspill och att mängden förorenade massor är mindre än vad som uppskattats. Inför åtgärden kommer osäkerheterna avseende både föroreningsmängd och nivå att minska i och med klassificeringen av massor. En detaljerad schaktplan kommer att redovisas i enlighet med Länsstyrelsens beslut daterat 2015-04-16 i anmälningsärendet. I samband med klassificeringen kan det komma att bli aktuellt att ta fram representativa halter för olika egenskapsområden, vilka i huvudsak bedöms utgöras av de olika delområden som redogjorts för i anmälan och Rambölls tidigare rapporter, se även avsnitt 10.1 ovan. 95 I området finns även en oljecistern. Då den inte var riven vid den senaste miljötekniska markundersökningen, har provtagning inte utförts under cisternen och det är inte känt om det förekommer föroreningar där. Senast i samband med klassificeringen av massor kommer dock provtagning att göras. 10.4 Förslag på skyddsåtgärd för tillfällig lagring av förorenade massor Det bedöms inte föreligga några större osäkerheter med den del av skyddsåtgärdens effekt som omfattar täckning av de förorenade massor som ska lagras tillfälligt, frånsett en viss osäkerhet när det gäller om massorna, som ska återanvändas som täckskikt, uppfyller kraven för PSRV Grönområde 0 - 1 m. Osäkerheten förebyggs dock genom att massorna klassificeras i samband med genomförande av åtgärden. Detta redogörs för vidare i den detaljerade schaktplan som kommer att redovisas till Länsstyrelsen före uppstart av åtgärd. Även när det gäller den del av skyddsåtgärden som omfattar omhändertagande av nederbörd för minskad infiltration genom odling av salix på deponin samt omhändertagande av lakvatten bedöms osäkerheterna vara små, tack vare den omfattande forskning som bedrivits vid olika Universitet, däribland SLU. Det företag som anlitats för utformning av skyddsåtgärden, Bioremed, drivs av två forskare från SLU, vilket gör att kunskaperna från olika forskningsstudier är väl integrerade i den åtgärdsplan som tagits fram (se bilaga 3). Det gäller såväl val av lämpliga salixkloner för ändamålet, odlingsbara förutsättningar inom området som möjligheterna till omhändertagande av flis. Med det upplägg som planeras då nederbörden på deponin förhindras att infiltreras, kommer endast små mängder lakvatten att genereras. Metallhalterna i salix kommer inte att kunna överstiga några nivåer som medför problem för omhändertagande på värmeverk, då det idag används salixflis som odlats med slamgödsling som ger högre halter. I Sverige är dock erfarenheten av fullskaliga projekt, med liknande skyddsåtgärd som den nu aktuella, begränsad. Det ger en viss osäkerhet när det gäller skyddsåtgärdens effekt i stor skala. Den forskning och de studier som bedrivits visar dock på att det finns en stor potential för att skyddsåtgärden ska ha avsedd effekt att minska lakvattenbildning samt spridning av lakvatten i omgivningen. Att tillämpa metoden i fullskaliga projekt där det bedöms finnas goda förutsättningar för ett positivt resultat, såsom den nu aktuella skyddsåtgärden av de tillfälligt lagrade förorenade massorna, kan ge en värdefull kunskap och erfarenhet av metoden samtidigt som eventuella osäkerheter kan minskas. Det är också helt i linje med Naturvårdsverkets inriktning att ta fram alternativa efterbehandlingsmetoder till schakt och deponering. 96 11. Referenser ALcontrol, Karlholmsfjärden 2005 Bergström, Peter, Sammanställning avseende Karlit:s gamla område inkl. situationsplan, 13.08.26 Jordbruksverket, 1997, E. Ögren, Rotutvecklingen i sandjord för olika grönsaker (efter Schaurman o Schäffner, 1974). Ekologisk trädgårdsodling. Från teori till praktik. 1997. Kemakta Konsult AB, Översiktliga undersökningar/utredningar av sediment i Lövstabukten, september 2007 Kemakta Konsult AB, Undersökning av deponi på Karlits område, juni 2008 Kemakta Konsult AB, Översiktlig undersökning av sediment i Tämnaråns damm vid f.d. bruket, Karlholmsbruk, 2008-09-11 Kemakta Konsult AB, Undersökning av sediment i Lövstabukten utanför Karlit, september 2009 Kemakta Konsult AB 2013, Utredning av dioxiner och furaner i Lövstabukten, Uppsala län, september 2013 KM Miljöteknik AB 1997, Miljöteknisk markundersökning id deponiområde. Karlit Karlholmsbruk. MIFO fas 1 inventering Karlit, Examensarbete vid Uppsala universitet, 2010 (?) Naturvårdsverket 1999, Metodik för förorenade områden, NV-rapport 4918 Naturvårdsverket 2007, Metallers mobilitet i mark, Hållbar sanering, NV-rapport 5536 Naturvårdsverket 2007, Oavsiktligt bildade ämnens hälso- och miljörisker – en kunskapsöversikt, Rapport 5736, oktober 2007 Naturvårdsverket 2009, Riktvärden för förorenad mark, modellbeskrivning och vägledning, Rapport 5976, september 2009 Naturvårdsverket 2009, Riskbedömning av förorenade områden, Rapport 5977, december 2009 Naturvårdsverket 2009, Att välja efterbehandlingsåtgärd, Rapport 5978, december 2009 Naturvårdsverket, Sundqvist K. och Wiberg K., Karakterisering av PCB och PCDD/F i Östersjöns ytsediment, Rapport 6589, augusti 2013 97 Ramböll Sverige 2014, Miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (2014-04-16) Ramböll Sverige 2014, Miljöteknisk undersökning av sediment vid Karlholms strand (2014-07-14) Ramböll Sverige 2014, Kompletterande miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet (2014-09-26) Ramböll Sverige 2014, Riskbedömning och åtgärdsutredning avseende föroreningar vid Karlholms strand (2014-10-17) Ramböll Sverige 2015, Kompletterande miljöteknisk undersökning vid Karlitområdet – del två (2015-02-10) SGU, Sveriges Geologiska Undersökning 2013, Bedömningsgrunder för grundvatten, SGU-rapport 2013:01 SGU, Sveriges Geologiska Undersökning, Jordartskarta 1:50 000 över Karlholmsbruk med omnejd Tierps kommun 2015, Förslag till detaljplan för Karlholms strand, DP 537 98
© Copyright 2024