GEO INNOVA
Förnyad huvudstudie Scharins industriområde Skellefteå kommun Maj, 2008
Uppdragsgivare: Datum: Vårt uppdragsnr: Uppdragsledare: Handläggare:
Skellefteå kommun 2008-05-28 07027 Maria Carling/Jan Sundberg Annika Åberg, Pär-Erik Back, Karsten Håkansson
Geo Innova AB • Teknikringen 1C • 583 30 Linköping • Tel 013-36 30 90 • Fax 013-36 30 91
GEO INNOVA Sammanfattning På Scharins industriområde i Skellefteå kommun har industriell verksamhet bedrivits sedan 1800-talet. Verksamheterna har främst omfattat sågverksamhet, pappersmassatillverkning samt board-tillverkning. Ett stort antal undersökningar av mark och grundvatten har utförts inom Scharins industriområde. Undersökningarna visar att de viktigaste föroreningarna utgörs av arsenik och dioxin. Dessa föroreningar förekommer på vissa ställen inom området i mycket höga halter. Dioxin i jord förekommer dels i ett område ut mot Skellefteälven i södra delen av Härvelträsket, dels i ett avgränsat område i mitten av det tidigare sågverksområdet. I övriga delar av industriområdet är sannolikheten liten att dioxin ska påträffas i jorden. Arsenik i jord förekommer mera utspritt, framför allt inom Härvelträsket. Härvelträsket har tidigare använts för deponering av avfall från industriområdet, vilket kan förklara den heterogena spridningen av arsenik. Inom sågverksområdet har två arsenikförorenade områden avgränsats. Arsenikförorening finns också i anslutning till den tidigare lackeringsbyggnaden (norra delen av området). Föroreningen här kommer från den slaggsand som använts som konstruktionsmaterial. Totalt finns ca 24000 kg arsenik på Scharinsområdet. Av denna mängd finns ca 10000 kg i slaggsanden och ca 7000 kg deponerat på Härvelträsket. Avgränsade hot spots förutom dessa områden står för ca 2200 kg medan alla övriga delar tillsammans innehåller ca 4800 kg arsenik. Dioxin förekommer i huvudsak i de avgränsade hot spots områdena (30 g på Härvelträsket och 30 g på sågverksområdet). I övriga delar av Scharins förekommer ca 4 g dioxin varav den största andelen finns i direkt anslutning tillavgränsade hot spots. Även grundvattnet inom området är till viss del förorenat av arsenik och dioxin. Via förorenat grundvatten sker troligen en spridning av dioxin och arsenik från området till Skellefteälven. Erosion i strandkanten bedöms bidra till föroreningsspridning. Tillskottet av arsenik till älven är troligen så lågt att det är svårt att se någon direkt påverkan från området. Även för dioxin är halterna låga, men provtagning i älven tyder på en påverkan från området. En riskbedömning har utförts där riskerna för människors hälsa och miljö har diskuterats. Både riskerna idag och i framtiden, med en förändrad markanvändning enligt kommunens förslag, har bedömts. I riskbedömningen har hänsyn tagits till föroreningarnas farlighet, föroreningsnivån, risken för att människor exponeras för föroreningarna, riskerna för markmiljön samt risken för föroreningsspridning till älven. Sammanfattningsvis visar riskbedömningen att riskerna för hälsa och miljö i nuläget är höga. För att riskerna ska bli acceptabla krävs att området åtgärdas. En åtgärdsutredning har genomförts där olika åtgärder beskrivits. De olika åtgärdsalternativen har sedan vägts mot varandra i en riskvärdering där bl.a. ekonomiska, miljömässiga och tekniska aspekter beaktats. Hänsyn har också tagits till de övergripande åtgärdsmål (beskriver bl.a. hur området ska kunna användas i framtiden) som kommunen fastslagit för området. Det åtgärdsalternativ som föreslås innebär att de mest förorenade områdena (hot spots) på sågverksområdet och
Geo Innova AB • Teknikringen 1C • 583 30 Linköping • Tel 013-36 30 90 • Fax 013-36 30 91
GEO INNOVA Härvelträsket åtgärdas genom bortgrävning och förbränning/deponering på extern anläggning och att en begränsande täckning anläggs på närliggande ytor. Dessutom föreslås att ett erosionsskydd installeras i strandlinjen mot älven. För det område som förorenats genom slaggsand föreslås att de förorenade massorna schaktas bort och deponeras på en extern anläggning. Genom dessa åtgärder bedöms riskerna för hälsooch miljöpåverkan minska avsevärt. Kostnaderna bedöms uppgå till 120 miljoner kronor för förordat alternativ.
Geo Innova AB • Teknikringen 1C • 583 30 Linköping • Tel 013-36 30 90 • Fax 013-36 30 91
Innehåll
sid
Sammanfattning
2
1
Bakgrund
7
2
Uppdragets omfattning och syfte
7
3 3.1 3.2 3.3 3.4
Områdesbeskrivning Läge, ägarförhållanden Markanvändningsförhållanden Verksamhetshistorik Hydrogeologiska och geologiska förhållanden
8 8 8 9 13
4
Utförda undersökningar
18
5 5.1 5.2 5.3 5.4 5.5 5.6
Föroreningssituationen Bakgrundshalter Föroreningar i jord Föroreningar i grundvatten Föroreningar i sediment och slam Föroreningar i ytvatten Utvärdering av kongenmönster för dioxiner
22 22 23 36 43 44 46
6 6.1 6.2 6.3 6.4 6.5 6.6 6.7
Avgränsning och mängdberäkningar Avgränsningar Mängder sågverksområdet Mängder Härvelträsket Mängder A-området Föroreningsmängder utanför specifika delområden Övriga föroreningar Sammanställning av uppskattade mängder
49 49 56 57 61 62 62 62
7 7.1 7.2 7.3 7.4
Spridningsförhållanden Transport- och spridningsvägar Lakbarhet av styrande parametrar Uppskattad föroreningsspridning Utspädning i recipient
64 64 64 67 71
8 8.1 8.2 8.3 8.4 8.5 8.6 8.7 8.8 8.9
Riskbedömning Övergripande åtgärdsmål Föroreningskällor (riskobjekt) och skyddsobjekt Exponeringsrisker vid dagens markanvändning Exponeringsrisker vid framtida markanvändning Platsspecifika riktvärden Kompletterande exponeringsberäkningar Kvantifiering av risknivåer Acceptabel föroreningshalt och restmängder Sammanfattande riskbedömning och bedömning av saneringsbehov
73 73 74 75 75 78 82 88 92 93
4 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
9 9.1 9.2 9.3 9.4 9.5 9.6 9.7
Åtgärdsutredning Åtgärdsförutsättningar Åtgärder för förorenad jord - allmänt Åtgärder för förorenad jord in situ Rening av grundvatten Uppgrävning och omhändertagande Omhändertagande ex situ Aktuella åtgärdsalternativ
99 99 100 101 103 105 105 109
10 10.1 10.2 10.3 10.4 10.5 10.6
Förslag till riskvärdering Bakgrund Sammanfattning av åtgärdsalternativ Riskreduktion Jämförelse av olika åtgärdsalternativ Förordat åtgärdsalternativ Förslag till mätbara åtgärdsmål och åtgärdskrav
137 137 137 139 141 146 149
11 11.1 11.2 11.3 11.4 11.5 11.6 11.7
Handlingsplan Förberedande arbete Projekteringsdirektiv Myndighetsprövningar Miljökontroll Ansvarsutredning Huvudmannaskap och finansiering Planering av fortsatta arbeten
152 152 152 153 155 156 156 157
12
Referenser
158
Bilagor Bilaga 1 Bilaga 2 Bilaga 3 Bilaga 4 Bilaga 5 Bilaga 6 Bilaga 7 Bilaga 8 Bilaga 9 Bilaga 10 Bilaga 11 Bilaga 12 Bilaga 13 Bilaga 14 Bilaga 15 Bilaga 16 Bilaga 17 Bilaga 18 Bilaga 19
Dag- och spillvattenledningar Statistik över analyser i jord för delområden Resultat från simulering av föroreningsutbredning Provpunkter i yt- och grundvatten Lakning och geokemi Planerad markanvändning Underlag till exponeringsberäkningar Kvantifiering av risker Avgränsning av arsenik och dioxin Resultat slugtester Grundvattennivåer Rutnät provtagning Härvelträsket Avgränsning förorening oljecistern och boardfabrik (tallolja) Åtgärdsutredning tidigare huvudstudie Resultat provtagning ytvatten Ansvarsutredning Höjdkarta Slaggsand och järnsand Karta TOC-analyser
5 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
6 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
1 Bakgrund På Scharins industriområde i Skellefteå kommun har industriell verksamhet bedrivits sedan 1800-talet. Verksamheterna har främst omfattat sågverksamhet, pappersmassatillverkning samt board-tillverkning. Ett stort antal miljögeotekniska undersökningar är utförda inom Scharins industriområde. Undersökningarna visar att den allvarligaste föroreningspåverkan kommer från arsenik och dioxin, som ställvis förekommer i mycket höga halter. Även andra föroreningstyper förekommer, men bedöms inte ha dimensionerande betydelse för risker/åtgärder. En huvudstudie (inkl. riskbedömning och åtgärdsutredning) genomfördes 2005. Därefter har rivning och sanering av byggnader inom området påbörjats och nya kompletterande markundersökningar utförts. Resultaten från dessa utökade undersökningar har inneburit att nya förorenade områden identifierats, samtidigt som befintliga förorenade områden avgränsats. Geo Innova har på uppdrag av Skellefteå kommun utfört en förnyad huvudstudie för mark (exkl. ansvarsutredning) inom Scharins industriområde. Underlaget har utgjorts av tidigare utredningar och undersökningar samt de kompletterande undersökningar som utförts under 2006-2007.
2 Uppdragets omfattning och syfte Syftet med uppdraget är att med utgångspunkt från den tidigare huvudstudien och genomförda fördjupade undersökningar och utredningar utföra en huvudstudie i enlighet med Naturvårdsverkets kvalitetsmanual. Arbetet med huvudstudien har omfattat följande moment: - Genomgång av befintligt underlagsmaterial - Karakterisering och avgränsning av föroreningarna - Riskbedömning och bedömning av saneringsbehov - Åtgärdsutredning - Riskvärdering - Handlingsplan
7 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
3 Områdesbeskrivning 3.1
Läge, ägarförhållanden
Scharins industriområde är beläget i samhället Ursviken 15 km öster om Skellefteå centrum. Området gränsar till Skellefteälven och innefattar fastigheterna Ursviken 2:1 samt Ursviken 3:22. Fram till 1983 ingick den del av fastigheten Ursviken 2:1 som ligger söder om Mekanvägen i Scharins industriområde (Kemakta, 2005). Industriområdets yta är ca 35 ha. Sedan 1990-talet är all näringsverksamhet på området nedlagd. Den tidigare fastighetsägaren gick i konkurs 1998 och konkursförvaltaren avslutade konkursen utan att en ny ägare tillträtt fastigheten. Fastigheten är därför i dag att betrakta som herrelös.
Figur 3-1 Karta över Scharins industriområde med omgivningar. Flertalet byggnader är idag rivna. 3.2
Markanvändningsförhållanden
Scharins-området omfattas av en stadsplan från 1979, och är enligt denna plan reserverat för industriändamål (Skellefteå kommun, 2001). I dagsläget bedrivs ingen näringsverksamhet på området. Väster om fabriksområdet har Skellefteå kraft och Burlins Åkeri upplag. Bostadsområden finns i direkt anslutning till områdets norra och nordvästra del. Delar av området har inhägnats inför rivning av byggnader på området. Det saknas stängsel för stora
8 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
delar av det s k Härvelträsket-området som fortfarande är fritt att tillträda. Detta område utnyttjas då och då av allmänhet. Det är t ex vanligt att området används för att rasta hundar. Den framtida markanvändningen inom industriområdet är inte bestämd. Ett förslag har tagits fram av Bygg- och miljökontoret i Skellefteå kommun (se Bilaga 6), där huvuddelen av området ska vara möjligt att använda för sport och fritidsverksamhet. Den norra delen av området ska gå att använda till bostäder och arbetsplatser.
3.3
Verksamhetshistorik
Den historiska redogörelse som redovisas nedan är i huvudsak taget från den tidigare huvudstudien (Kemakta, 2005), med vissa kompletteringar. Historiska verksamheter och byggnader inom Scharinsområdet redovisas i Figur 3-2. ) )
)
) )
Boa rdfa b ))
rik ))
)) Oljecisterner
)
))
))))
Slip
eri
Lac k eri
))
ng
)) ))
∋
Sågverksom rådet
Ha mn ma gas in
))
Slamdeponi
Flisupplag
Transform atorer Sed bas iment sän e rin gsg
Deponiom råde Brädgård
200 meter
Figur 3-2 Karta över historiska verksamheter och byggnader inom Scharinsområdet (Skellefteå kommun, 2007). På flygfoto från 1954 syns också delar av den historiska verksamheten. Bl a framgår det att delar av Härvelträsket utnyttjats som brädgård.
9 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Figur 3-3 Flygfoto från 1954 över Scharinsområdet.
3.3.1 Områdets industrihistoria Industriell verksamhet har bedrivits inom området sedan 1880-talet. Från början låg här ett sågverk. 1912 startade AB Scharins Söner tillverkning av pappersmassa vilket pågick fram till mitten av 1960-talet. Under 1940-talet började man med boardtillverkning. AB Scharins Söner bedrev verksamhet inom området fram till 1981 då företaget gick i konkurs. Ett konkursbolag drev verksamheten under två år innan konkursförvaltaren startade företaget Scharins Unitex AB 1983 och bedrev verksamhet fram till 1993. I slutet av 1992 köptes företaget Ljusneboard upp och det nybildade företaget Scharins-Ljusne koncentrerade produktionen till anläggningen i Ljusne. Scharins Unitex AB, som i juni 1994 ändrade namn till Kexitex Träfiberplattor i Ursviken AB, har bedrivit uthyrningsverksamhet (uthyrning av byggnader och mark på fastigheten Ursviken 3:22) under perioden 1993 – 1998. Därefter förvaltas området av konkursbolaget för Kemitex Träfiberplattor i Ursviken AB. 3.3.2 Industriella processer och hanterade ämnen Sågverksindustrin För att förhindra blånad impregnerades virket genom doppning. Vilket medel som har använts är oklart men uppgifter finns att med impregneringsmedel innehållande klorfenoler har använts. Muntlig uppgift gör gällande att även telefonstolpar har impregnerats. Stenkolstjära ska ha använts inom området för rostskydd av t ex kättingar. Massatillverkning Vid tillverkning av den mekaniska massan impregnerades massa med fenylkvicksilverpreparat, Pulpasan, från 1940-talets början fram till 1970. Pulpasan förbjöds 1966. Hanteringen ska ha minskat successivt efter 1966 då man övergick från våt till torr mekanisk massa. Massan har även blekts. Troliga blekkemikalier är enligt muntliga uppgifter natriumsulfit, -bisulfit och/eller diotonit.
10 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Boardtillverkning Få kemikalier uppges användas vid boardtillverkningen. Flis och spån ingick i boarden. Pappersmassa användes som ytskikt. Om den massa som användes vid boardtillverkningen hade impregnerats är oklart. Enligt muntliga uppgifter från f d anställda impregnerades en del av boarden (s k ZMA-board) med hjälp av arsenikhaltiga preparat. Arseniktillsatsen skedde i form av ett pulver som blandades i ett kärl innan tillsats till massan. Som bindemedel i boarden användes tranolja, senare tallolja. Övrigt Transformatorer med PCB-haltiga oljor har använts på området samt eldningsoljor och smörjoljor. Aska och slagg har deponerats inom området. Under 1980-talet utfördes enligt uppgift sanering av asbest och PCB i de flesta industribyggnaderna. 3.3.3 Avfallshantering Spånrester som uppkom vid sågning av virke täcker i dagsläget stora delar av markområdet. En reningsanläggning för processvatten från sliperiet anlades under 1970-talet (sedimenteringsbassäng i Figur 3-2). Vattnet renades genom sedimentering och det avskilda slammet (fibrerna) avvattnades och återvanns i processen (eldades) eller deponerades inom industriområdet. Notera att sedimenteringsbassängen anlades efter det att kvicksilverbaserade preparat hade slutats användas för impregnering av massan. Det har därför bedömts mindre troligt att slam deponerat inom området innehåller större mängder kvicksilverföreningar. Använda kemikalier kan ha följt med spillvatten som släppts ut till Skellefteälven eller slam/sediment som har deponerats inom området. Vid lackeringsbyggnadens sydöstra hörn ska ett upplag för lösningsmedels- och färgrestavfall ha funnits. Uppgifter om avfallshantering inom området baseras på muntliga uppgifter som har framkommit vid intervjuer med tidigare anställda. Deponier Från ca 1955 och fram till att miljölagstiftningen stramades upp på 1970-talet deponerades huvuddelen av det avfall som uppkom i verksamheten på delar av området som benämns Härvelträsket. Den största delen utgjordes av processrester från massatillverkning, boardtillverkning och lackering. Annat diverse avfall som kan nämnas är slagg från panncentral, tomma kärl från använda produkter (oljor etc.) och rivningsrester. Deponeringen började i delen längst åt öster och utgör utfyllnad i det egentliga Härvelträsket som då hade vattenspegel. I Figur 3-2 är området som använts benämnt deponiområde. Totalt har över 100 000 m3 produktionsrester deponerats. När sedimenteringsbassängen byggdes började man deponera slamrester från den verksamheten, men även askor och rivningsrester, nordost om själva bassängen. Området kallas slamdeponi i Figur 3-2. Totalt har över 30 000 m3 produktionsrester deponerats. Ett flisupplag har funnits mellan sedimenteringsbassängen och sågområdet. Området som märkts flisupplag i Figur 3-2 är ett område där det enligt en muntlig uppgift ska finnas kreosotrester deponerade.
11 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
3.3.4 Byggnader Antalet fabriksbyggnader och anläggningar inom området uppgår till ca 30 st. De uppvisar stor spridning såväl avseende ålder och skick som storlek och användbarhet. Byggnaderna beskrivs mer ingående i WSP, 2004b. Rivning och sanering av byggnader inom området har inletts och planeras att vara färdigt under våren 2008. Endast tre byggnader (sedimenteringsbassängen, gamla mekaniska verkstaden och sliperiet) kommer att sparas. Förorenade områden vid transformatorer saneras i samband med att kabel grävs upp och transformatorer rivs. Sågverksområdet Enligt intervjuer med tidigare anställda skedde träimpregneringen vid sågverkets östra gavel. Det impregnerade virket lades upp för att torka på ytan nordost om skjulet. Sliperiet I sliperiet producerades och impregnerades massan med Pulpasan (fenylkvicksilver). Från 1970-talet pumpades processvatten från sliperiet till sedimentationsdammen för rening. Innan dess hade vattnet letts ut till Skellefteälven. En träledning har påträffats inom sliperiet vilket kan vara resterna av utloppsledningen till älven (KM Miljöteknik, 1998a). Cisternerna där Pulpasan tillsattes massan ska enligt uppgift ha svämmat över då och då. Hamnmagasinet Här förvarades massan i väntan på vidare transport från området. Massa kunde förvaras i upp till ett år i väntan på export. Magasinet användes från 1970-talet också för förvaring av board. Boardfabriken I källaren i den sydvästra delen av fabriksbyggnaden ska ett kemikalieförråd ha varit beläget. I källaren i den sydöstra delen av fabriksbyggnaden har två cisterner för tallolja stått som svämmat över vid ett tillfälle. Oljecisterner Sex oljecisterner finns i den västra delen av industriområdet. Samtliga oljecisterner är idag rivna, men marken är inte sanerad. Transformatorer Nio transformatorer ska enligt uppgift finnas inom området. Eventuella rester av olja i transformatorerna eller i marken runt dessa kan innehålla PCB. Samtliga transformatorer är idag rivna. Marken runt transformatorerna håller för närvarande på att saneras. 3.3.5 Dag- och spillvattenledningar Två utsläppspunkter för processvatten till älven har identifierats, se bilaga 1 och Figur 3-4. Båda är idag pluggade. En av utsläppspunkterna utgjordes av en träledning som mynnade vid älvkanten strax väster om hamnmagasinet. Träledningen ska enligt uppgift från anställda på Scharins-området ha gått från sliperiets sydöstra ände till en ”bunker” vid älvkanten och därifrån till den s k avloppspumpstationen i direkt anslutning till sedimenteringsbassängen (muntlig uppgift Skellefteå kommun). Utloppet till älven var ett katastroföverlöp där vatten släpptes ut vid översvämningar. Ledningen bestod av trä bara de sista fem metrarna mot älven och är i övrigt utbytt mot betongrör, vilket förmodligen skedde då pumpstationen byggdes på 1970-talet. Ledningen är idag igengrävd och en provtagnings-/inspektionsbrunn installerad.
12 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Genom sågverksområdets östra del går en dagvattenledning som avvattnar Ursvikens samhälle. Ledningens diameter är 1 m.
)
)
)
..
..
Provtagningsbrunn ..
Nedstigningsbrunn
Nedstigningsbrunn
Processvattenledningar, pluggade mot älven 200 meter Samhällets dagvattenledning (ingen tillförsel från industriomr.)
Figur 3-4. Dag- och spillvattenledningar inom Scharins-området (Skellefteå kommun, 2007). 3.4
Hydrogeologiska och geologiska förhållanden
Tidigare undersökningar av Kemakta (2005) samt Thyréns, (2003a) har gett en beskrivning av förhållandena vid området. Huvudsakligen har beskrivningarna refererat till industriområdet och endast i mindre utsträckning berört Härvelträsket. Nedan beskrivs hela området utgående från tidigare utredningar samt kompletterande hydrogeologiska studier gjorda under innevarande huvudstudie. 3.4.1 Topografi Sågverksområdet sluttar svagt mot älven och topografin i närområdet är flack. Den plana asfaltplattan i området där det fd hamnmagasinet stod ligger ungefär 1-2 meter över älvnivån. Höjdkarta över Härvelträsket finns som bilaga 17. 3.4.2 Geologisk uppbyggnad Marken består av fyllnadsmaterial på silt- och lersediment. Sedimenten underlagras av morän. Mäktigheten av sedimenten är störst i östra änden av industriområdet och minskar mot väster. I västra delen förekommer moränen direkt under fyllningen. Fyllningens kvalitet varierar inom industriområdet. Fyllningarna består av ca 0,5 - 1 m ren spån och/eller bark ovan barkinblandad siltig grusig sand och trärester. Fyllningstjockleken 13 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
uppgår till ca 2 m inom större delen av området runt f.d. sågverk, flisupplag och hamnmagasin. Inom området där hamnmagasinet tidigare har stått utgörs fyllningen mestadels av siltig grusig sand och grusig sand med trä- och kolrester ner till ca 2 m. Området är asfaltsbelagt. Inom sågverksområdet och flisupplaget är ytan delvis asfalterad och delvis täckt av spån och bark. Området vid oljecisternerna har fyllts med siltig grusig sand och siltig sandig morän ner till 5 m djup. För Härvelträsket har Skellefteå kommun upprättat ett rutnät, se bilaga 12. Marken vid Härvelsträsket består från väster av fyllnadsmaterial på silt med sulfidinslag. Fyllnadsmaterialet består inom västra delen av Härvelsträsket av flis, bark och spån, samt trärester. Fyllningstjockleken är varierande mellan 1 och 3 m. Österut övergår det underliggande materialet till siltig lera eller lerig silt. Ytterligare åt öster om en linje (linje AD, se bilaga 12) mellan sedimenteringsbassängen och tekniska kontoret avtar fyllningens tjocklek och övergår till den naturliga marken som här består av torvlager på siltig lera eller lerig silt. Från och med linje AN och österut till linje AR (se bilaga 12) har borrningar gjorts ned till ett siltlager beläget på nivån 2-3 m. Från och med linje AR återkommer trärester blandat med torv i de ytliga lagren. Ytterligare längre österut förekommer enligt muntliga uppgifter och flygbilder från 1954 samt 1975 fyllning i de norra delarna. Denna består av boardmaterial och trärester (AT 5 till BD12). Den naturliga jorden består söder om denna del av torv på silt. Mäktigheten av torven ökar i ostlig riktning. Djupet ned till tätande nivåer (lerig silt) kan ej bedömas i området öster om linje AN. 3.4.3 Grundvattenförhållanden Grundvattenytan i området ligger i nivå med Skellefteälven. En sammanställning av inmätta grundvattennivåer har tidigare redovisats av Kemakta. Inmätta grundvattennivåer under 2007 finns redovisade i bilaga 11. Grundvattenströmningen inom området är riktad mot älven. Inom själva industriområdet är grundvattenytan belägen ca 1 m under markytan, och ligger i fyllnadsmassorna. Också vid Härvelträsket styrs grundvattennivåerna av älven. Grundvattnets temperatur varierar inom området, se Tabell 3-1. Mätning av temperaturen utfördes i samband med de enhålstest (undersökning av hydraulisk konduktivitet) som utfördes i november 2007. Vid försöken hälldes kallt vatten i rören (lufttemperatur ca -10 grader). Detta påverkade temperaturen i rören vid försökets första steg. Vid försökets andra del som innebar en borttagning av vatten med bailer så bedöms emellertid det inströmmande vattnet representera temperaturen i det omkringliggande grundvattnet, och divrarna bedöms ha antagit vattnets temperatur. Nedanstående loggade temperaturdata representerar temperaturen i rören under försökets andra del. Kontrollmätningar med manuell temperaturmätning genomfördes för alla rör 2007-11-29 (lufttemperatur ca -15 grader). Denna mätning utfördes efter enhålsförsöken.
14 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 3-1Temperatur (°C) i grundvattenrör, 28-29 november 2007. GV-rör
GV 3 GV 5 GV 6 GV 8 GV 10 GV 12 GV 16 GV 17
Logger (2007-11-28, 2007-11-29) 6,6 8,6 6,6 7,3 6,2 10 7,3 13,6
Manuell mätning (2007-11-29) 5,5 6,3 4,2 6 2,8 7,3 5,3 11,3
Flera prover togs manuellt från rör 17 och rör 16. Temperaturen i rör 17 efter 3:e och 5:e litern var 12,3 respektive 13,1 grader och i rör 16 efter 3:e litern 6,5 grader. I rör 16 noterades likt av ”ruttna ägg” 2007-11-28 och ”sur lukt” 2007-11-29 av två olika provtagare. I norra Sverige kan grundvattnets temperatur normalt förväntas vara omkring 5-7 °C. Den höga temperaturen i GV 17 orsakas troligen av nedbrytning av organiskt material, vilket också indikeras av det enstaka mycket höga TOC-värde (87 mg/l) som analyserats 2007-0410. Av de provtagna rören var TOC-halten högst i detta rör. Även i GV 12 var temperaturen högre än i övriga rör. Även här var TOC-halten hög, 54 mg/l. Älven var vid mättillfällena isbelagd. Det låga temperaturen uppmätt vid den manuella mätningen i GV 10 kan tyda på inverkan från älven, men det bör observeras att mätningen kan ha påverkats av den låga lufttemperaturen (-15°C) vid mättillfället. Grundvattenströmningen är långsam i bark- och spånfyllningen och i de naturliga silt- och lersedimenten. Uppmätningar av den hydrauliska konduktiviteten har utförts tidigare och Kemakta (2005) anger att den hydrauliska konduktiviteten i fyllningen i sågverksområdet ligger i storleksordningen 2 · 10-6 m/s. Ytterligare uppmätningar av den hydrauliska konduktiviteten har utförts av Geo Innova med samma metod (enhålstest) se Tabell 3-2 och bilaga 10. Tabell 3-2 Hydraulisk konduktivitet, K, för marken kring grundvattenrör vid det undersökta området vid Scharins, Skellefteå. Djup anges i meter under markytan (m u m y). Rör
GV3 GV5 GV6 GV8 GV10 GV12 GV16 GV17
Inströmningsf örsök K (m/s) 8 · 10-6
Utströmningsf örsök K (m/s) 6 · 10-6
Rörets underkant (m u m y ) 2,0
Filterrörets längd (m) 1
Filterrörets nivå (m u m y) 1,0-2,0
3,7 3,0 4,3 2,9 3,1 2,0 3,0
1 1 2 1 1 1 1
2,7-3,7 2,0-3,0 2,3-4,3 1,9-2,9 2,1-3,1 1,0-2,0 2,0-3,0
5 · 10-5 4 · 10-5 -7 9 · 10-7 4· 10 -8 4 · 10-8 1 · 10 -6 6 · 10-6 5 · 10 För tätt för att utvärdera 5 · 10-4 3 · 10-4 -3 5 · 10-4 1 · 10
15 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Material på filterrörets nivå le, gr, järnsand, trä, spån LeSaSi SiSa SaSi, LeSi Si (trä), suLeSi Si
Den höga grundvattentemperatur som noterats i GV12 och GV17 bedöms bero på nedbrytning av organiskt material, vilket de höga TOC-värdena i dessa rör tyder på. De båda rören skiljer sig åt i fråga om hydraulisk konduktivitet genom att GV12 är mycket tätt och GV17 är det rör som har högst hydraulisk konduktivitet av alla undersökta rör. I bägge fallen kan det bero på att vattnet i huvudsak är stillastående, för GV17 kan orsaken vara att vattnet kommer från ett större stillastående magasin med genomsläppligt material, vilket innebär att in- och utströmningsförsöken ger en snabb återhämtning av vattennivåerna. Det senare stöds av mätningar av grundvattennivåer vid GV17 som visar små variationer över tiden. Vid flera tillfällen har en svavelväteliknande lukt noterats. Det är troligt att nedbrytningstakten är hög inom delar av Härvelträsket. Analysresultaten från GV16 som är beläget i det område som avvattnar området där GV17 finns, har en hög hydraulisk konduktivitet (ungefär hälften av konduktiviteten i GV17). Halten av TOC i GV16 är förhållandevis hög (40 mg/l), och det förekommer en lukt som tolkas som svavelväte i denna punkt. Nivån i rör 16 samvarierar i hög grad med nivån i älven vilket tyder på att vattnet i denna punkt inte är stillastående och den höga hydrauliska konduktiviteten därför representerar ett flöde. Tidigare beräkningar refererade av Kemakta (Tyréns, 2003a) har indikerat en transporthastighet motsvarande 1,5 m/år under naturliga grundvattengradientsförhållanden. Detta motsvarar en hydraulisk konduktivitet av 5×10-8. Kemakta uppskattade konduktiviteten i de sandiga fyllningarna under hamnmagasinet till i storleksordningen 10-4 - 10-6 m/s. I mätningarna utförda av Geo Innova uppmättes en hydraulisk konduktivitet vid hamnmagasinet (GV5 och GV 6) på mellan 5×10-5 - 4×10-6 m/s. Kring sedimenteringsbassängen (GV8 och GV 10) uppmättes konduktiviteter på mellan 6×10-6 - 1×10-8 m/s. Längst i öster vid Härvelträsket uppmättes de högsta konduktiviteterna 10-3 - 10-4 m/s. Grundvattenflödet inom industriområdet har modellerats i Modflow (Tyréns, 2003a). Modellen omfattar industriområdets hela infiltrationsområde. Det totala grundvattenflödet ut mot Skellefteälven har därigenom uppskattats till 0,005 - 0,01 m3/s. Områdets yta inklusive Härvelträsket har av i denna utredning uppskattats till drygt 30 ha, medan uppskattningar av Kemakta gav en yta av 50 ha. Nederbörden uppgår årligen till mellan 600 och 650 mm. Avdunstningen uppgår till 300 - 350 mm/år. Den del av nederbörden som infiltrerar (nederbörd minskad med avdunstning) i området uppskattas således till ca 300 mm/år, baserat på avrinningsdata från Storbäcken som är ett närliggande kustområde (SMHI, 1979). Detta ger en ytavrinning och grundvattenbildning inom området på ca 90 000 m3 per år, varav större delen bedöms bilda grundvatten och en mindre del utgör ytavrinning. Att lite vatten ytavrinner beror på att få ytor inom området är hårdgjorda och att jorden i stora delområden har ett organiskt innehåll som underlättar infiltrationen. Dessutom kan vatten infiltrera i kanterna av de hårdgjorda ytorna. Med en grundvattenbildning på 90 000 m3 per år blir flödet till Skellefteälven från området av storleksordningen 0,003 m3/s. I avrinningsområdet ingår också delar av Ursvikens samhälle, men troligen inte hela eftersom delar av samhället avleds genom en dräneringsledning (se 3.4). En grov uppskattning är att det sammanlagda avrinningsområdet är dubbelt så stort och att därmed dubbla mängden strömmar till älven, d.v.s. 0,006 m3/s. Ett sätt att bedöma rimligheten i dessa uppskattningar är att räkna den hydrauliska konduktiviten baklänges från flödet, med hjälp av antagande om mäktigheten av
16 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
vattenförande lager (b) samt det strandavsnitt som berörs av flödet, samt de gradienter som uppskattats (dh/dx). Q = K×m×b×dh/dx En beräkning har gjorts (Tabell 3-3) med en uppdelning på de två områdena, Härvelträsket och sågverksområdet. Det har antagits att halva vattenmängden strömmar genom sågverksområdet och halva genom Härvelträsket. Tabell 3-3 Beräknad hydraulisk konduktivitet för sågverksområdet samt för Härvelträsket baserat på infiltrerad mängd vatten vid området. Sågverksområdet
Härvelträsket
Q (m /s)
0,003
0,003
m (m)
540
760
b (m)
1
3
1,5 -2
dh/dx
2,4 · 10
K (m/s)
2,3 · 10-4
4 · 10-3 6,6 · 10-4
Av tabellen framgår att den beräknade hydrauliska konduktiviteten vid sågverksområdet ligger något högre än den uppmätta medan den beräknade konduktiviteten vid Härvelträsket ligger i nivå med den uppmätta. 3.4.4 Ytvatten Scharins industriområde ligger i direkt anslutning till Skellefteälven, dit ytavrinning och grundvattenströmning från industriområdet sker. Skellefteälven är totalt 440 km lång och det totala avrinningsområdet är 11 731 km2. Medelvattenföringen vid älvens mynning är ca 159 m3/s (Vattenportalen, 2007). En dräneringsledning på området gick från ångcentralen direkt ned till älven. Ledningen är numera proppad så att den inte har direktkontakt med älven, ingen vattenspegel finns vid utloppet. En träledning från sliperiet som tidigare gick till sedimenteringsbassängen och som enligt SWECO, (2007) hade ett katastrofutsläpp i älven är numera också proppad. En liten vattenspegel finns så att eventuella utsläpp kan provtas eller hanteras. Vidare finns en dagvattenbrunn i kanten av flisupplaget (se bilaga 1). Enligt muntlig uppgift avvattnar denna samhället Ursvikens dagvatten samt de numera rivna kontorsbyggnader som fanns nära infarten till området. I skogen strax öster om reningsverket (sedimenteringsbassängen) går ett dike. Diket är oftast torrt men har provtagits en gång 2007-04-11. Vid besök 2007-11-28 fanns ett mindre vattenflöde i diket.
17 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
4 Utförda undersökningar Ett flertal undersökningar har tidigare utförts på Scharins industriområde. Undersökningarna har utförts både av konsulter och av Skellefteå kommun. Inga kompletterande undersökningar har utförts inom ramen för Geo Innovas uppdrag. Utförda utredningar och undersökningar beskrivs kortfattat nedan. Beskrivningarna är till stora delar hämtade från den tidigare huvudstudien (Kemakta, 2005).
Scharins industriområde – Förstudie 1. Miljövärdering av mark och byggnader. KM Miljöteknik AB, 1998-09-24 Utifrån en översiktlig besiktning av hela Scharins industriområde sammanställdes miljöaspekter och åtgärder omfattande mark, grundvatten, byggnader och bottensediment i Ursviksfjärden. Inom undersökningen genomfördes provtagning av slam från sedimenteringsbassängen (analys av tungmetaller, organiska ämnen och närsalter) och transformatorolja från sliperiet (analys av PCB). Ingen PCB detekterades i proven. Scharins industriområde – Förstudie 2. Byggnadsteknisk bedömning av kostnader för rivning av byggnader och anläggningar samt kostnader för renovering av kajanläggning. KM Miljöteknik AB, 1998-09-24 Sammanställning av kostnader för rivning av totalt 22 stycken byggnader och anläggningar inom industriområdet och renovering av kaj. AB Scharins & söners Industriområde - Utredning av potentiellt förorenade markområden och redovisning av miljörättsligt ansvar för föroreningar inom industriområdet. Skellefteå kommun, rapport 2001/01 En utredning av föroreningssituationen inom Scharins industriområde genomfördes i avsikt att översiktligt inringa områden som är intressanta för fortsatta undersökningar. I samband med detta genomfördes en utredning som klargör undersöknings- och åtgärdsansvaret. Scharins industriområde – En fallstudie ur marksaneringsperspektiv, Drott et al. 200103-12 Arbetet omfattade en riskklassning enligt MIFO-modellen samt förslag på fortsatta åtgärder inom området. Arbetet baseras på resultat från tidigare undersökningar, muntliga uppgifter samt litteraturdata. Rapporten fokuserar på den del av industriområdet där sågverk och flisupplag har legat. Vid riskklassningen tilldelas objektet riskklass 1. Förutom ovanstående utredning har följande elevarbete genomfördes: Oljecisterner på Scharins industritomt: Ett förslag på åtgärder, Eriksson et al., 2002-0313. Markundersökning Scharins Industriområde, Ursviken 2:1 och 3:22. Sycon Teknikkonsult AB, 2001-11-14. Översiktliga markundersökningar genomfördes i avsikt att översiktligt utreda föroreningssituationen och spridningsrisken inom industriområdet. Det konstaterades att halterna av metaller och PAH är förhöjda inom stora delar av området, men att det endast är inom begränsade delar som föroreningshalterna är så höga att en åtgärd är befogad.
18 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Bland annat togs jordprover i närheten av tre stycken transformatorer. Två av dessa prover uppvisade PCB-halter över riktvärdet för känslig markanvändning. Resultaten indikerade att PCB-haltig olja har använts i transformatorerna tidigare och att marken under är förorenad. Materialsammanställning Scharins industriområde. Tyréns Infrakonsult AB, uppdragsnr. 98002-007, 2002-10-29. Under hösten 2002 utförde Tyréns Infrakonsult AB på uppdrag av Skellefteå kommun en fördjupad miljögeoteknisk undersökning av mark, grundvatten och byggnader. I undersökningen ingick även en inventering av förekommande materialrester i sliperi- och boardfabriksbyggnaderna, samt miljöstörande material inom hela fastigheten 3:22. De undersökningar som utfördes var bl a XRF-analyser av betonggolv på ett antal punkter och laboratorieanalyser (metaller, organiska föroreningar) av betongproppar. Prover togs även av massa- och spånrester utomhus för att få en uppfattning om bakgrundshalterna. Analyser av proven visade på mycket höga metallhalter. Kvicksilverföroreningen ansågs så utbredd att samtliga materialrester bör behandlas som mycket förorenade. Volymen metallförorenade materialrester inne i byggnader uppskattades till 10 m3 i boardfabriken och 12 m3 i sliperiet. I sliperiet ligger halterna av kvicksilver mellan 2 mg/kg TS och 370 mg/kg TS. Fördjupad markundersökning Scharins industriområde. Tyréns Infrakonsult AB, uppdragsnr. 98002-007, 2003-02-20. Fördjupade miljötekniska undersökningar av mark, grundvatten och byggnader genomfördes. Syftet med utredningen var att i detalj avgränsa föroreningarnas utbredning i jord och grundvatten. Arbetet omfattade också att ta fram åtgärdsmål och åtgärdskrav samt förslag till möjliga åtgärdsmetoder. I undersökningen ingick även en inventering av förekommande materialrester i byggnaderna för sliperi- och boardfabrik, samt miljöförstörande material inom hela fastigheten 3:22. Utredningen konstaterar att föroreningshalterna överstiger Naturvårdsverkets riktvärden för allvarligt tillstånd inom stora delar av området. Arsenik anses styrande för utbredningen av metallförorening, och föreslås användas för att avgränsa förorenade massor. Däremot kunde ingen avgränsning av utbredning av klorfenol och dioxin göras. Som åtgärdsmål föreslogs Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig markanvändning (MKM). Det föreslogs att massor inom Sågverk, flisupplag och hamnmagasin med halter överstigande MKM grävs upp och förbränns alternativt jordtvättas. Oljeföroreningar vid oljecisterner föreslogs behandlas in situ. Komplettering dioxinanalyser vid sågverksområdet Scharins Industriområde. Tyréns Infrakonsult AB, uppdragsnr. 98002-007, 2003-07-10. Undersökningen omfattade analys av dioxin i jord ned till maximalt 2 m djup och grundvatten inom sågverksområdet. Utredningen visade att dioxin finns vid sågverksskjulets västra sida där impregneringen skedde, men också i området norr om skjulet där det impregnerade virket torkades. Man drar slutsatsen att dioxinet huvudsakligen är begränsad till bark- och spånfyllningen eftersom analys på naturlig mark uppvisar låga halter. Dioxin påvisades också i ett grundvattenrör beläget ca 15 m söder om sågverksskjulet. Grovt uppskattades mängden dioxinförorenade massor till 8 000 m3, varav ca 1/3 även bedömdes innehålla arsenik i koncentrationer överstigande MKM. Olika behandlingsmetoder för omhändertagande av dioxin- och arsenikförorenad jord presenterades.
19 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Fördjupad miljögeoteknisk undersökning av dioxiner. WSP Samhällsbyggnad, uppdragsnr. 10041090, 2004-01-29. Uppdraget syftade till att avgränsa utbredningen av dioxin i området kring sågverksområdet i tre dimensioner samt utreda, värdera och bedöma omgivningspåverkan för olika behandlingsalternativ och att formulera mätbara åtgärdsmål. Provtagning av jord visade att dioxinföroreningen återfinns heterogent i fyllningen, och sträcker ned till i medeltal 1,6 m djup. Djupare finns tätare jord som har halter som underskrider gällande riktvärden. Jordvolymen inom det förorenade området bedömdes uppskattningsvis uppgå till 14 000 m3, varav ca 9 500 m3 uppskattades innehålla dioxin i halter över i utredningen föreslaget platsspecifikt riktvärde (250 ng/kg TS). Grundvattnet konstaterades innehålla mycket höga halter av arsenik och bly, men även dioxin påvisas. Det föreslogs att dioxinförorenade massor skulle schaktas ur och behandlas genom förbränning eller termisk avdrivning alternativt deponeras. Provtagning och analys av sediment längs Norrlandskusten under 2003 i regi av SGU. Som en del av den ordinarie miljöövervakningen genomfördes ett omfattande program med provtagning och analys av sediment längs Norrlandskusten under 2003 av SGUs maringeologiska avdelning. Provtagning skedde bl.a. i en ackumulationsbotten i en djupfåra nedströms Scharins i Skellefteå. Analys av metaller utfördes. Höga eller mycket höga halter av arsenik, krom koppar och nickel påträffades. Huvudstudie avseende efterbehandling av Scharins industriområde i Ursviken, Skellefteå kommun. Kemakta Konsult AB. Kemakta AR 2004-10. Slutversion reviderad 2005-04-29. Inom ramen för huvudstudien utfördes kompletterande undersökningar av Kemakta (i samarbete med Tyréns) under perioden juni – september 2004. Undersökningarna omfattade provtagning av jord, provtagning av grundvatten samt provtagning av vatten och sediment sedimenteringsbassängen (även kallat reningsverket). Huvudstudien fokuserade på området runt det f d sågverket. Platsspecifika riktvärden togs fram för fyra typer av planerade markanvändningar för olika delområden inom Scharins. Volymen arsenikförorenad jord med halter över det platsspecifika riktvärdet uppskattas till ca 20 000 m3 och volymen dioxinförorenad jord med halter över det platsspecifika riktvärdet uppskattas till 11 000 m3. Riskbedömningen visade på ett stort behov av saneringsåtgärder inom området. Spridning från området bedöms vara måttlig. Olika åtgärdsalternativ utreddes. Det lämpligaste alternativet bedömdes vara urschaktning av de förorenade jordmassorna för behandling genom förbränning eller annan termisk metod samt jordtvätt. Kostnaden för sanering genom urschaktning av jord enligt föreslagna åtgärdsmål uppskattades till 87-102 miljoner kronor, med antagande om att alla massor måste förbrännas. Vidare konstaterades att marken vid Härvelträsket och boardfabriken bör undersökas ytterligare. Kompletterande miljöteknisk undersökning av mark och grundvatten. SWECO Viak. Uppdragsnr 1673128 000, 2007-04-24. Syftet med den kompletterande undersökningen var att avgränsa förekomsten av arsenik och dioxin i mark i anslutning till sågverksområdet, samt att undersöka förekomsten av zink, bly, PCB och alifater och andra organiska föroreningar inom vissa delar av industriområdet. Även provtagning av grundvatten ingick i undersökningen. I uppdraget ingick också att sammanställa tidigare data.
20 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Skellefteå kommun. Kompletterande miljögeotekniska undersökningar (opublicerade data), 2007. Skellefteå kommun har under 2006-2007 utfört ytterligare undersökningar av jord, grundvatten och ytvatten i syfte att utöka dataunderlaget avseende föroreningssituationen. Undersökningarna har omfattat ytlig jordprovtagning över hela industriområdet, uppföljning av höga arsenik- och dioxinhalter i ytjordsundersökningen, fördjupade undersökningar av PCB i anslutning till elinstallationer, undersökning av grundvatten, undersökning av ytvatten (Skellefteälven) genom passiva provtagare samt provtagning och analys av bakgrundshalter.
21 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
5 Föroreningssituationen 5.1
Bakgrundshalter
9
sg atan
15
8
6
17
14
1
15
5
8
1
ränd
en sväg
Bo kg
ening
5
23
CLEMENTZ 1
7
10. 7
8
10
123
12
9
15
6
6-24
3-31
4
4
nsväge n
21 9
5-139
13. 5
ksväg
5
2
an gat
8
5
7
7
1
6
3
11
18-
6.3
8
1
4
6. 6
Mekan vägen
4
4.2 3.6
7 2
10
3
1
1A
5
3
2
4
2
3
2
3
2
3.8
3. 0
1.8
2
2
2
2.0
1.9
2
3
REF 4
rän Cy
1
9 1B
2 2
10
11.2
122
6
4
11.7
13
9
4 8
PLÅTEN
2.4
5
11. 3
2.3
6
1.9
1.8
1.6
12
3
4. 0
2.3
1.9
11
10.9
lind
2 1
2
3.9
2
3.5
8
50
4
3:22
erg
3
4
6. 2
drah ems
4.0 3.9 2
0.9
10
d
6
5.2
1
4
2
3
0
3:5
5
1
6
11.8
5
CYLINDERN
5.1
Brö
6
4.2
51 7
2.9
85
11 49
n
5. 2
3
4
gata
2
0
9
psg ska Vän
8
87
12
n ata
3
REF 2
47
6
änd
12. 9
7
12
1:27
sgr
12. 4
10
7
6.4 5
10
3
2
6
43
4.3
3
9
7
2
1.7
3
1
1.6 1.4
tilgr
5
1.7
ÅNGSÅGEN
älv
2.3
1.6
4
1
6
1.7
Skellefte
änd
1. 8
1. 2
1 0
Ven
0
4
41
4
83
Kva rter
36
6
1
1
3:3
5
VÄN SKAPEN
12.3 6
14
2
13. 9
4
0
4
4
0
n rga ta
7
Fibe
20
9
12
Södra 7
2
8
15
13
6
1
13.2
1
12.8 12.4
13
6
18
3
4
13.1
38-5
5
39
6.0
6.9
13.3
KOLVSTÅNGEN
9 8
FIBERN
37
34
0
14.0
13.7
112
4
s:1
13. 1
15.2
15
2
10
7.9 16
8
2-16
0
0 1
3 11
14
8.0 6
14
9
2 6
5
13. 1
110
Sax
5 7.5
SKIVAN 7
4. 6
13.5
13.2
13
7.8
12 8
8
7.1 6
3 5
3
4
3
33
7
5
mns väg en
6 58-7
6
108
4 11
10
13
5
3
9
en
1
4
8
12
1
2
Vänskapsgatan
81-99
gränd ätar
Ske lleft eha
13. 7
2
Kolbac
9
12
6
14.0
13.7
13.4
13. 5
7 6
11
Schari
6
0
5
19-5
4A,B
rä nd
Flisg
1
8
10
2 7
3: 25
3:3
2
1
3
1
5
2
2
3:17
14.4
39-21
15.2 1
3
3:4
104
13.7
13
37
4
13.4
3
ÅNGSÅGEN
11
3:16
PEDAGOGEN
2:1 12
2
2
0
41-5
Södr
7
11 1
26
3: 11
61
KAMRATSKAPET
3
FLISEN
1
7
5
Saltm
n äge 11
rensv 12
a Hällg
2
17
2
3:13
3:12
135
9.4
6 78-9
6 6
3
16.8
79-
6
102 14.8 0.0
139-1
16
13
15
8
27
4
7
119
7
15.0
CLEMENTZ 90
4A
18
101-
6-24
5 100
12
24
13
15
30
13
2
25
3:24
9
0
10
8.9
7
19
7
31
1A,B
3:13
17 4
0
0
9
gatan
REF 5
3:23 5
3: 18
5
1
18
Furunäs
9
7
s:1
3:15 3: 12
28
4
129
8.6
82 10
8
SPÅNET
7
6
29
17 81
80
23
3
6
5
3:11
0
21
4
3
2
15
16
0
26-4
15
3
7
4
Spånvä gen
2 22
6
5
127
79
8.3
1
11
7.9
3:6
20
23
GRANBACKEN 10
7.4
21
2
6
8.6
7
20.7 21
14
4
77
8
1
8
4
n
3:14
0
1
1
7-3
13
27
9
5
nväge
9 8
3:9
7
21.3
16
78
Meka 10
3:10
2
21.1
26 25 24
4
3 8.7 2 8.4
3:8
8
2:1
4
22.4 23
s:1
11 125
1
För
5 4
7
13-9
10.2
MASSABALEN
6
atan
24.4 19-15
6
3
16
11
6
4
15
5
7
6
Fredsg
8 25.1 4
8
9
7
10
1:1
22.3
24.7 5
25. 5
3
12. 3
7. 9
3:7
0
8
8
HEDERN
24
25-21
2
SLIPSKIVAN
s:4
22.3
9 10
25.8
1
1
22
115
9
2
7
2
29
73
5
12
7
25
31-27
21
4
8
22.6
REF 1
BRODERSKAPET 10
26. 1
26
1
113
2
9
18
11
6
2 3
14 71
26.4
27
17 44-52
19 15
INGENJÖREN
7 15
69 10
22
4 11
27.5
28
16
111
13
12
23.0
20
3
12
14 15
18 27
13
16 11
9
3
28.5
11
13
16.1
5
8
7
4
12
67
ARKET 1
FINSLIPAREN
22.0
25.1
10
7
20
18
29
33
13.6
10
13
1
9 6
109
16.5
28
32
19-25 4,6,8
23
2
8
10
PÄRLBUSKEN
27
11-17
31
n
5
21
22.4 18
4 5
107
14
26
30
gata
65
2 9
3
8 5
6 3
ham nsvä
13 25
Å grens
2
1
9
väge n
9
4
2
3
llefte gen
24
s:2
34
11.0
29
44
12
17
3:19
3
4
4
92
23
3-9
1
(5) 10
KAM REREN
4
19
Fredsg atan
16
1
9
11
16
22
21
(5) 9 27
42
10
11
6. 9
ergat
an 12
svägen Scharin
Ske
SKRIVAREN 20
11.8
9
4
10
4
4
99
6
25
38
11 7 61
63
8
Fläd
15 13
97
3
FÖRVALTAREN
7
12.0 1
8
59
24.7 3
22.9
14
2 28.7
54-62
38-42
2
9
17
SÄLLSKAPET
51
28.5 s:1
12 105
23. 5
28.4
3 2-36
8
11
36
6
9
57
1
1 6-38
14
6 5
50A-C
8
23
34
5
10 55
Fins lipar
103
10
17.5
4
VERKM ÄSTAREN 11
11 53
1
FINSLIPAREN
1 9
s:1
32
12
12
10.2
8
3:20
6
SLÄKTSKAPET 2
15
13
3 2-62
8
13. 9
1
1 2:56
5
19
6
19
30
3
51
6.4
3
2
30
4
HAVTORNET 7
5
7
8
95
11
2
SKELLEFTEÅ
28
3 20
6
4
2
1
9
19.1
3
7
28
49
101
1 2
2
Furun äsgat an
4
26
2
17.8
26
9. 3
24
7
93
7
5
12
47
46
(5)
2
24.4 22
1
DRUVFLÄDERN
93-99
19.9 7
44
4
SKOGSOLVONET 2
20
s:5 20.8
(6) 13
12.8
SMÖRJAREN 1
3
gatan
14
17 30
5
21.2
5 14
91
1
UR SVIKEN
3
gan
4
(5)
89
48A-
1
38
1
3
84
13
21 24
10
36
8 18
4
10
12
9
13
45
23
DAGGROSEN
75-81
SLIPMÄSTAREN
87
11
19
12.8
8 14 43 42
2
4
Kara
10
C
22
15 41
40
HUGGEN
1
11
9
s:1
ELDAREN
14
20
6 16
39
38
1
8
7. 2
4
atan
3
5
34
7 23 22
7 7.9
3
intg
4
1
25.5
24
17
2
11
14.4 8
13
32
6
19 20
angat an
10
5
85
5
sgata n
FÖRMANNEN 17 37
18 80
6F
26.8
24
1 3 4
Karag
25
2
5
8
7
gen svä
11
2
Bäck man
18 35
8.4
(4)
12.3
5 18
6
18
7
8
9
10
6 16
19
33
36
7
Kor
2 25
10
VÅRGINSTEN
26
15
14
1
17 3
46A-4
6
5
26
4
12
7
6 5 27
5
tan
26
10
14
4 5
9
31
10
Måbä rsga
25
3
(6) 29
9.3 34
9
7.1
6
ström 3
4
12
2
10
32
8
13
16
78
14
12 5
rensv ä gen
(7)
30
4
7
5
4
15
12
4
13
3
gatan
2
ROSENGINSTEN 3
28
14
2 83
3
(4) 4
Hällg
28
sleden
14
13 67
7
1
14
agan
9
1
29
PARKOLVONET
11
12 76
81
7
6
30
4
2
6 1 8
10
3
10
11
2 31
3
83-91
PRESSAREN
79
44A44F
1
11
4 8
5
VRESROSEN Kar
32
1 11
s:5
65
74
9
3
2
3 2
26
1
33
69
s:1
6
16
(1)
14.2
2
HACKAREN 8 13
15 9
6
6
6.0
1:18
9 63
72
5
(5)
18 17
40
15
13
7
70
(13) 19
1
1
9
7
10.3 10
12
20
(10) 75
11
12
8 5
(3) BUNTAREN
7
6
5.8
5.7
22
s:1 BARKAREN 9
11
(2)
1
KANTAREN
6.1
Järnväg
21
13 12
12
Åker
1
2
(7)
9
4
SORTERAREN
atan
10
10
näsg
24 6
5
5
5
Furu
8
22 8 7
21
5
19 20
7
Klem ensnäsvägen
19
9
5
2
18
38
9 10. 5
4
17
14
3
3
REF 3
16
(1)
8
20
3
23
3
11
17
4
8 4
18
73
10
15
5
4
STAPLAREN
bvä
5
Kub
15
gen
13
16
2
6
6.9
(12)
36 13
9
13
1 8
7
7.5
6
71 14
3
7
6
3
6
9
6
14
Plankv
10
6. 5
9
Må bär
äg
För att få ett bättre underlag för bedömning av de lokala bakgrundshalterna har fem provpunkter utanför själva industriområdet undersökts (Skellefteå kommun, 2007). Provtagning och analys har skett av den övre delen av jordprofilen, ner till ca 0,7 m under markytan. I Figur 5-1 redovisas provpunkternas läge.
9
1.7 7
3.6 1
2
10
1.5
1.1 1
28
1 24-1
en enväg Guns 1
11
2
1
12
8 1
1. 3
s:1
VENTILEN
1. 3 2 3
1. 5 s:2 4.2 2.1 5
1.0
1
URSVIKEN SKELLEFTEÅ
5.0 1
1:41
KANTPRESSEN
1:36
2:1 1:40
4.6
1
36
0. 8 33 1:41
1: 64
29
RISÖN
1:38
2.2
1:64 35
0.4 4:1
0. 5 0.5
0.6
Skellefte älv
0.6 2:1
0.8 0.8 1.1
0.5 3:1
0.4
17
3:2
8:30 0.6
0.4
KANTPRESSEN
0.4
1.3
1:40
15
0.4
8:52 1. 3
1. 1
REGISTERFÖR
AREN
1.0 0.6
1.1
0.9
0.6
2
0.9 1:65
0.8
0.8 1. 1
0.7
1. 0 1
0
0.8
0.7
0.7
U RSVIKEN
0.7 8:48 0. 8 0
1.5
1
0.9
3 2 1 1
11 10 9 8 7 6 5 4
0.9
Figur 5-1 Provpunkter för bestämning av bakgrundshalter (referensprover). I Tabell 5-1 redovisas medelvärdet för några metaller för prover taget ca 0,5 m under markytan (oftast det djupast tagna provet). Att inte de allra ytligast proverna redovisas, motiveras av att de moränprover som finns i SGUs markgeokemiska databas (och som föreslås användas som bakgrundshalt vid beräkning av riktvärden) är provtagna på nivån 0,61,0 m under markytan. Ett referensprov har också analyserats med avseende på dioxin. I Tabell 5-1 redovisas också ett medelvärde avseende arsenik i moränprover i Skellefteälvens dalgång (Sunnanå – Rönnskär) från SGUs markgeokemiska databas. Tabell 5-1 Bakgrundshalter i jord nära Scharins industriområde (provtagning Skellefteå kommun 2007) och i Skellefteälvens dalgång (SGUs markgeokemiska databas). As Enhet Referensprov, Scharins SGUs markgeokemiska databas
9 21
Pb 5
Cr Cu mg/kg TS 22 11
Zn 33
WHO-TEQ ng/kg TS 1,15
För riskbedömningen föreslås att medelvärde från SGUs markgeokemiska databas används, representerande den sydligaste delen av Skellefteälvens dalgång. Detta motiveras av att människor normalt kan förväntas vistas och röra sig i ett större område utanför Scharins industriområde.
22 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
5.2
Föroreningar i jord
5.2.1 Arsenik Antalet arsenikanalyser som utförts på området uppgår till 761 st (Tabell 5-2). Dessa har tagits i sammanlagt 742 provpunkter, varav 148 provpunkter legat mellan 1-2 m djup och 50 st under 2 m. Medelvärdet för alla laboratorieanalyser uppgår till 60 mg/kg, medan medianvärdet tangerar 18 mg/kg. Detta innebär att arsenikhalterna är skevt fördelade med en liten andel provpunkter med extremt höga arsenikhalter. Min- och maxvärdena omfattar flera tiopotenser i skillnad. Maxhalten på 2600 mg/kg har analyserats inom det s k A-området (0,20,8 m djup). Statistik över arsenikanalyser inom delområdena sågverket och Härvelträsket är redovisade i Bilaga 2 tillsammans med sannolikhetsdiagram för markkoncentrationerna. Tabell 5-2 Statistisk sammanställning av arsenikhalter på Scharins industriområde. Sammanställningen omfattar samtliga analyser som utförts på området (Sycon 2001, Tyréns 2003a & 2003b, WSP 2004a, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007, Skellefteå kommun 2007).
min max medel median St. avvikelse Variationskoeff. n
As (mg/kg TS)
As-XRF (mg/kg)
0,5 2600 60 18 179 3 461
2,5 1380 30 11 90 3 300
Utbredningen av arsenik på området är sammanställd i Figur 5.1 – Figur 5.2. Redovisningen inkluderar både laboratorieanalyser och XRF-mätningar. Analyser från samtliga undersökningar har inkluderats. Data omfattar provpunkter på 0-0,5 respektive 0,5-1 m djup. Grön klass markerar halter under det platsspecifika riktvärdet för bostäder (20 mg/kg TS) och gul klass under riktvärdet för äventyr/sport/rekreation (35 mg/kg). Vid det planerade bostadsområdet väster om lackeringsbyggnaden förekommer arsenikhalter över riktvärdet på 20 mg/kg TS. Föroreningen är sannolikt förknippad med slaggsand som använts i detta område. Även i nordvästra delen av Scharins-området förekommer halter över 20 mg/kg TS. Specifika föroreningskällor som kan kopplas till områdesverksamheten saknas här, men de höga bakgrundshalter av arsenik som finns generellt i Skellefteå-området kan ha betydelse. Föroreningsbilden på sågverksområdet styrs av det platsspecifika riktvärdet för äventyr/sport/rekreation (35 mg/kg TS). Föroreningssituationen är komplex då halter över och under riktvärdet på 35 mg/kg TS förekommer nära varandra. Föroreningsutbredningen kan dock avgränsas till två relativt tydliga områden som koncentreras kring området för det tidigare hamnmagasinet samt själva sågverket. Vid Härvelträsket förekommer halter över riktvärdet 35 mg/kg TS utbrett över större delar av området. Delar av området är inte provtagna och det går inte att utsluta att ytterligare områden med höga halter arsenik kan förekomma. Föroreningsmönstret gör det svårt att urskilja en tydlig avgränsning för detta delområde. Resultaten pekar dock på att föroreningen är mindre utbredd i de västra delarna samt i det sydöstra hörnet. Nordvästra delen av Härvelträsket utgör en tidigare slamdeponi medan norra och östra delen av området utgjort deponiområde, se 23 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
vidare Figur 3-2. De centrala delarna av Härvelträsket har tidigare använts som brädgård. I denna del av Härvelträsket förekommer höga arsenikhalter, liksom i delar av det tidigare deponiområdet. I deponiområdet har arsenik påträffats även på större djup. Nordost om själva Härvelträsket finns ett dike som avleder dagvatten från Ursvikens samhälle (se bilaga1). Området runt diket översvämmas sannolikt vid snösmältningen på våren och kan då förväntas föra med sig olika föroreningar från samhället. De förhöjda arsenikhalterna antas härröra från detta eftersom diffus spridning av arsenik förekommit i regionen.
1
27
7
24
11
4A ,B
25
3:24
Flisg rän
7189500
d
As i jord 0-0,5 m
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
10 4
13.7
8
13 3
26
4
1
2
7
ÅNGSÅGEN
1
13.4
5
10
37
4
7
13.5
2
2
gen
6
Kol bac
11
13.5
ksväge
4
8
3
9
n 4
9 11
12
Södra
10
13
7.8
5
2
7
5
4
3
ga ta n
Sch
6
6
6
Sax
arin svä
2 7
3:25
33
4
8.0 6
14
6
9
2
7.9
s:1
8 3
5
FIBERN
6
n
18
5
20
7
5
7
7
Fib
39
6
14
6.0
6.9
15
erg ata
37
34
4
16
6
4.6
6
7.5
SKIVAN 7
7.1 5
4
5
12 8
8 7
8
7189400
1
4
41
4
6 6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6
Mekan
4
5.2
4.2
2.9
7189300
3.6
49
vägen
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2 2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2 1 1
1.3
1.3 2
1.5
7189100 1.0
1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte ä
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
7188800 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300
As-halt, lab 0 to 20 20 to 35 35 to 100 100 to 1180
As-halt, XRF 0 to 20 20 to 35 35 to 100 100 to 1380
Figur 5.1 Utbredning av arsenik (mg/kg) på området. Redovisningen omfattar analyser från 0-0,5m medeldjup (Sycon 2001, Tyréns 2003a & 2003b, WSP 2004a, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007, Skellefteå kommun 2007). Grön klass utgör halter under det platsspecifika riktvärdet för bostäder (20 mg/kg TS) och gul klass under riktvärdet för äventyr/sport/rekreation (35 mg/kg TS).
24 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
1
27
7
24
11
4A ,B
25
3:24
Flisg rän
7189500
d
As i jord 0.5-1 m
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
10 4
13.7
8
13 3
26
4
1
2
7
ÅNGSÅGEN
1
13.4
5
10
37
4
7
13.5
2
2
gen
6
Kol bac
11
13.5
ksväge
4
8
3
9
n
9
4 11
12
Södra
10
13
7.8
5
2
7
5
4
3
ga ta n
Sch
6
6
6
Sax
arin svä
2 7
3:25
33
5
12
4
8.0
14
6
9
2
3
FIBERN
6
n
18
5
20
7
5
7
7
Fib
39
6
14
6.0
6.9
15
erg ata
37
34
4
s:1
8
5
4
7.9 16
6
4.6
6
6
SKIVAN 7
7.1 5
7.5
8
8 7
8
7189400 4
41
4
6
1 6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6
Mekan
4
5.2
4.2
2.9
7189300
3.6
49
vägen
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2 1
1
1.3
1.3 2
1.5
7189100 1.0
1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte ä
7188900
2
1:65
1
0
URSVIKEN
7188800 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300
As-halt, lab 0 to 20 20 to 35 35 to 100 100 to 2600
As-halt, XRF 0 to 20 20 to 35 35 to 100 100 to 330
Figur 5-2 Utbredning av arsenik (mg/kg) på området. Redovisningen omfattar analyser från 0,5-1 m medeldjup (Sycon 2001, Tyréns 2003a & 2003b, WSP 2004a, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007, Skellefteå kommun 2007). Grön klass utgör halter under det platsspecifika riktvärdet för bostäder (20 mg/kg TS) och gul klass under riktvärdet för äventyr/sport/rekreation (35 mg/kg TS). Utbredningen av arsenik på djupet vid sågverksområdet samt vid Härvelträsket illustreras i Figur 5-3. Som jämförelse används riktvärdet på 35 mg/kg (röd linje). Flertalet av de analyser som utförts har tagits på 0-1 m djup. Det är på detta djup som de högsta halterna förväntas finnas. Halter över riktvärdet är dock allmänt förekommande ned till 2 m djup i områden som använts till deponering. Av 50 prover som tagits under 2 m är det endast två stycken som uppvisar halter över riktvärdet. Halter av arsenik under 1m sammanställs i Figur 5-4. Förhöjda halter på djupet förekommer både kring det tidigare hamnmagasinet, i närheten av lackeringsbyggnaden i samband med slaggsand samt vid Härvelträsket.
25 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Arsenik (ng/kg TS), Härvelträsket
Arsenik (mg//kg TS), Sågverket 101
102
103
0
104
0
0
1
1
2
1
10
Djup (m)
Djup (m)
100
2
10
10
2
3
3
4
4
Figur 5-3 Utbredning av arsenik på djupet på sågverksområdet samt vid Härvelträsket (Sycon 2001, Tyréns 2003a & 2003b, WSP 2004a, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007, Skellefteå kommun 2007). Den röda linjen markerar riktvärdet på 35 mg/kg. 11
1
27
4A,
25
24
Flisgr än d
B
7189500
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
10
13.7
4
8
13 4
3
26
1 2
7
ÅNGSÅGEN 37
1
13.4
5
10
4
13.5
7
2
gen
2
svä
6
11
13.5
acksvä
3
9
gen
8
4
9 11
12
4
3
ga ta n
10
Söd 6
13
7.8
5
7
2
Sax
ra Sch
6
4
arin
2 7
Kolb
33
6
9
2
8.0
7.9
s:1
8 3
5
FIBERN
6
ata
n
18
5 39
20
7
5
7
6
14
6.0
6.9
15
7
Fiberg
37
34
4
16
6
4.6
6
6 14
7 7.1 5
7.5
SKIVAN 8
7189400
4
5
12 8
8 7
6
1 41
4
6
6.3
8
6.4 43 5
10 4.3
3
1:27
6
47 8
4
6.6
Mek 4
5.2
4.2
2.9
7189300
3.6
anväge
49
n
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3 4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.9
1.8
1.6
7189200
2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2
1 1
1.3
1.3 2
1.5
7189100 1.0 1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte ä
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
7188800 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 As-halt, lab 0 to 20 20 to 35 35 to 500 500 to 1500
As-halt, XRF 0 to 20 20 to 35 35 to 500 500 to 1500
Figur 5-4 Utbredning av arsenik under 1 m (Sycon 2001, Tyréns 2003a & 2003b, WSP 2004a, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007, Skellefteå kommun 2007). Grön klass utgör halter under det platsspecifika riktvärdet för bostäder (20 mg/kg TS) och gul klass dito för äventyr/sport/rekreation (35 mg/kg TS).
26 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
3
10
Arsenik har använts som tillsats i vissa boarder. Dessa produkter gjordes i skov. Både kemikalierester och kasserade produkter kan antas vara föroreningskällor. Restprodukter från Rönnskärsverken med höga metallhalter har använts som konstruktionsmaterial under vägar och byggnader. Den restprodukt som nu visat sig innehålla höga halter av metaller och vara relativt lakningsbenägen är inte tidigare känd. Enligt Michael Borell på Rönnskärsverken är det sannolikt granulerad slagg (slaggsand) som det rör sig om. Slaggsanden är från omkring 1950-talet utgörs av en arsenikhaltig slagg med hög lakningsbenägenhet. Materialet har i huvudsak använts i ett område runt lackeringsbyggnaden. Även inom sågverksområdet finns partier med lakningsbenägen slagg. Inom Scharins-området förekommer också en annan typ av granulerad slagg (järnsand). Järnsand har förhållandevis höga metallhalter men låg lakbarhet. Restprodukten är frekvent använd som konstruktionsmaterial i Skellefteå-området. Utbredningen av slaggsand respektive järnsand inom Scharins-området redovisas i bilaga 18. För två delområden, Sågverket respektive Härvelträsket, har stokastiska simuleringar utförts för att avgränsa arsenikföroreningen (Bilaga 3). Stokastisk simulering innebär att man använder mätdata för att skapa en modell av hur föroreningskoncentrationerna varierar. Sammanfattningsvis visar simuleringarna att arsenikföroreningen i Härvelträsket är mycket heterogent spridd och att korrelationslängden (det avstånd inom vilket det finns ett samband mellan halterna i olika provpunkter) är kort. Detta är en typisk situation för deponiområden. Simuleringarna indikerar också att arsenikföroreningen vid sågverksområdet är begränsad. 5.2.2 Övriga metaller I Tabell 5-3 sammanställs uppmätta halter av övriga metaller på området. Som jämförelse används generella riktvärden för MKM från Naturvårdsverket (Naturvårdsverket, 1997a och remissförslag 2007). Maxhalter för Pb, Zn och Cu överskrider riktvärdena från 1997 medan medelhalterna ligger under riktvärdena. För Zn erhålls en medelhalt som överskrider riktvärdet då maxvärdet för zink är mycket högt. Om riktvärden från remissförslaget används som jämförelse överskrider maxhalterna för Cr och Hg riktvärdet. Tabell 5-3 Uppmätta halter av Pb, Cr, Cu, Hg och Zn. Riktvärden från Naturvårdsverket (1997 och föreslagna riktvärden på remiss 2007). n Min Max Medel Riktvärde MKM, 1997 Riktvärde MKM, 2007
Pb
Cr
Cu
Hg
Zn
227
227
227
223
227
2,8 8 300 169 300 400
1,3 160 25 250 150
5,4 2 800 124 200 180
0,01 4,5 0,3 7 2,5
16 21 000 874 700 500
Utbredningen av Pb, Cu och Zn som överskrider de generella riktvärdena från 1997 visas i Figur 5-5. Observera att Zn täcker över de övriga metallerna i figuren och därför kan det framstå som att Zn är mer utbredd än övriga metaller. De högsta halterna av Pb, Zn och Cu har mätts upp väster om lackeringsbyggnaden där slaggsand har använts, på 0,2-0,8 m djup. Halter som överskrider riktvärdena har dock mätts upp ned till ca 2 m djup på området.
27 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
11
1
27
PEDAGOGEN
2:1
1
Flisg
25 24
4A,
rän d
B
7189500
13.4
12
104
13.7
8
13 4
3
26
1
2
7
ÅNGSÅGEN
1
13.4
5
10
37
4
7
13.5
2
6
Kolbac ksv
11
8
13.5 3
9
äge n
9
4 11
12
10
4
3
n
6
4
2 7
13
7.8
Sax ga ta
Söd ra Sch arin svä gen
2
6
7
2
5
33
7189400
7.5
8
8
6
SKIVAN
14
9
6
7 2
7.1 6
4.6
6
7.9
s:1
8 3
5
FIBERN
n ata 5
39
20
7
5
7
6
14
7
6
1
41
4
6
18
15
Fiberg
37
34
6.0
6.9
4
16
8
7
5
8.0
4
5
12
6
6.3
8
6.4 43 5
10 4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6 4.2
2.9
7189300
Mek anv äge n
4
5.2
3.6
49
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2
1 1
1.3
1.3 2
1.5
7189100 1.0
1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte ä
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
7188800 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 Pb över MKM
Zn över MKM
Cu över MKM
Figur 5-5 Utbredning av uppmätta halter Pb, Zn och Cu som överskrider Naturvårdsverkets generella riktvärden (Naturvårdsverket, 1997a) för Pb (300 mg/kg), Zn (700 mg/kg) och Cu (200 mg/kg) . I Figur 5-6 jämförs utbredningen av samtliga metaller med arsenik. I princip förekommer de i samband med förhöjda arsenikhalter. Detta innebär att avgränsningen av arsenik även kommer att omfatta större delen av de övriga metallföroreningarna. Undantag är dock den västra delen av Härvelträsket (i anslutning till slamdeponin) där Zn och Cu är styrande för föroreningssituationen och det sydöstra hörnet där endast Cu förekommer.
28 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
1 27
11
Flis grä
25 24
4A,
nd
B
7189500
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
104
13.7
8
13 4
3
26
1
2
7
ÅNGSÅGEN
1
13.4
5
10
37
4
7
13.5
2
svä gen
2 3
9
4
8
4
9 11
12
10
4
3
Sa xg at an
Söd ra Sch
6
13.5
Kolb ack sväg en
11
arin
2 7
6
6
13
7.8
7
2
5
33
7189400
7.5
8.0
14
6
9
7.9
2 6
s:1
8 3
5
FIBERN
6
n
18
ata 5
20
7
5
7
7
Fib
39
6
14
6.0
6.9
15
erg
37
34
4
16
8
7 4.6
6
6
SKIVAN
7.1 5
4
5
12 8
8 7
1
41
4
6 6
6.3
8
6.4 43 5
10 4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6
7189300
Mek anv
4
5.2
49
ägen
4.2
2.9
3.6
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3 4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2
1 1
1.3
1.3 2
1.5
7189100 1.0
1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte ä
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
7188800 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 Pb över MKM
Zn över MKM
Cu över MKM
As över 35 mg/kg TS
Figur 5-6 Utbredning av samtliga metaller med halter över MKM-riktvärdet (Pb, Zn och Cu) samt platsspecifikt riktvärde för arsenik (35 mg/kg).
5.2.3 Dioxin Totalt har 265 dioxinanalyser utförts på området (Tabell 5-4). Majoriteten av dessa har tagits ned till 1 m djup. Medelvärdet för analyserna uppgår till ca 8 700 ng WHO-TEQ/kg medan medianvärdet tangerar 44 ng WHO-TEQ/kg. Detta innebär att fördelningen är mycket skev med ett fåtal punkter med extremt höga halter. Maxvärdet på 2 000 000 ng WHO-TEQ/kg är uppmätt på sågverksområdet på 0,8-1,2 m djup. Statistik över dioxinanalyser inom delområdena sågverket och Härvelträsket är redovisade i Bilaga 2 tillsammans med sannolikhetsdiagram för markkoncentrationerna. Tabell 5-4 Statistisk sammanställning av dioxinhalter på Scharins industriområde..
min max medel median St. avvikelse Variationskoeff. n
DioxinWHO-TEQ (ng/kgTS) 0,3 2 000 000 8 655 44 126 740 15 265
Figur 5-7 - Figur 5-8visar utbredningen av dioxin för 0-0,5 respektive 0,5-1 m djup. Den gröna klassen avser halter under det platsspecifika riktvärdet på 150 ng WHO-TEQ/kg. Halter över riktvärdet förekommer både på sågverksområdet och vid Härvelträsket, i två tydligt avgränsade områden. Vid Härvelträsket förekommer förhöjda halter ända nere vid strandkanten. Den nordöstra delen av Härvelträsket är inte provtagen då sågverket lades ned 29 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
innan deponering av massor påbörjades i denna del av Härvelträsket (information från Christer Svensson, Skellefteå kommun). Eftersom dioxin förväntas härröra från sågen, är det därför osannolikt att dioxin skulle påträffas i denna del. Av figurerna framgår att dioxin främst förekommer ytligt (0-0,5 m). I någon enstaka provpunkt har förhöjda halter hittats även på en djupare nivå. Dioxin i jord 0-0,5 m
11
1
27
7
24
4A
25
3:24
Flisg rän d
,B
7189500
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
10 4
13.7
8
13
3
26
4
1 2
7
ÅNGSÅGEN
1
13.4
5
10
37
4
7
13.5
2
2
svä
gen
6
13.5
ksväge
4
8
4 11
12
Sax ga ta
13
7.8
5
2
7
5
4
3
n
10
Södra
6
6
3
9
n
9
Sch
6
Kol bac
11
arin
2 7
3:25
33
7.5
8.0
8
8
14 6
9
2
4
6
4.6
3
FIBERN
6
ata n
18 15
20
7
5
7
7
erg
37
5
Fib
39
4
s:1
8
5
34
1
4
41
4
6
6
14
6.0
6.9
7.9 16
8
7 7.1 6
6
SKIVAN
7
5
4
12
5
7189400
6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6
Mek 4
5.2
4.2
2.9
7189300
3.6
anväge
49
n
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2 2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8
1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2
1 1
1.3
1.3 2
1.5
7189100 1.0
1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte ä
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
7188800 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 Dioxin (ng WHO-TEQ/kg 0 to 18 18 to 150 150 to 1000 1000 to 27100
Figur 5-7 Utbredning av dioxin (ng WHO-TEQ/kg) 0-0,5 m djup (Sycon 2001, Tyréns 2003a & 2003b, WSP 2004a, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007, Skellefteå kommun 2007). Grön klass markerar halter under det platsspecifika riktvärdet för bostäder (18 ng TEQ/kg) och gul klass dito för äventyr/sport/rekreation (150 ng TEQ/kg).
30 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Dioxin i jord 0,5-1 m
11
1
27
7
24
4A
25
3:24
Flisg rän d
,B
7189500
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
10 4
13.7
8
13 3
26
4
1 2
7
ÅNGSÅGEN 37
1
13.4
5
10
4
7
13.5
2
2
svä
gen
6
13.5
ksväge
4
8
4 11
12
Sax ga ta
13
7.8
5
2
7
5
4
3
n
10
Södra
6
6
3
9
n
9
Sch
6
Kol bac
11
arin
2 7
3:25
33
7.5
8.0
8
8
14 6
9
2
4
6
4.6
3
FIBERN
6
ata n
18 15
20
7
5
7
7
erg
37
5
Fib
39
4
s:1
8
5
34
1
4
41
4
6
6
14
6.0
6.9
7.9 16
8
7 7.1 6
6
SKIVAN
7
5
4
12
5
7189400
6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6
Mek 4
5.2
4.2
2.9
7189300
3.6
anväge
49
n
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8
1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2 1
1
1.3
1.3 2
1.5
7189100 1.0
1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte ä
7188900
2
1:65
1
0
URSVIKEN
7188800 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 Dioxin (ng WHO-TEQ/kg 0 to 18 18 to 150 150 to 1000 1000 to 2000000
Figur 5-8 Utbredning av dioxin (ng WHO-TEQ/kg) 0,5-1 m djup (Sycon 2001, Tyréns 2003a & 2003b, WSP 2004a, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007, Skellefteå kommun 2007). Grön klass markerar halter under det platsspecifika riktvärdet för bostäder (18 ng TEQ/kg) och gul klass dito för äventyr/sport/rekreation (150 ng TEQ/kg). Utbredningen av dioxin på djupet sammanställs i Figur 5-9. På sågverksområdet förekommer de högsta halterna kring eller under 1 m djup. Halter över riktvärdet har ej mätts upp under 2 m djup, men antalet analyser på denna nivå är mycket få. Vid Härvelträsket återfinns de högsta halterna mellan 0 och 1 m djup. Enstaka prover uppvisar dock halter över riktvärdet ned till 3,5 m djup.
31 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Dioxin (ng WHO-TEQ/kg TS), Sågverket 100
101
102
103
104
105
Dioxin (ng WHO-TEQ/kg TS), Härvelträsket 106
107
10-1
0
0
1
1
Djup (m)
Djup (m)
10-1
2
3
100
101
102
103
104
2
3
4
4
Figur 5-9 Utbredningen av dioxin mot djupet. Den röda linjen avser det platsspecifika riktvärdet för äventyr/sport/rekreation på 150 ng WHO-TEQ/kg. Figur 5-10 visar utbredningen av dioxin som påträffats under 1 m. Flertalet av punkterna återfinns inom sågverksområdet. Höga halter förekommer också i en punkt vid strandkanten vid Härvelträsket samt vid slamdeponin. Det bör observeras att dioxiner över riktvärdet ej har mätts upp i det ovanliggande skiktet (0-1 m) i den västra delen av Härvelträsket (se Figur 5-9 ovan).
32 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
105
1
27
11
PEDAGOGEN
2:1
1
Flisg
25
4A ,B
7189500
rän d
13.4
12
10 4
13.7
13 3
26
1 2
svä gen
4
6
Kolbac ksv
4
8
2 13.5 3
9
äge n
4
9 11
12
ta n
10
13
7.8
ga
4
3
5
7
2
S ax
6
13.4
13.5
7
11
Söd ra Sch arin
2 7
1
5
10
37
33
8
14
9
6
7 2
7.1
7.9
s:1
8 3
5
5
39
FIBERN
6
18
Fib erg ata n
37
34
15
20
5
7
7
6
1
41
4
7
6
14
6.0
4
16
6
4.6
6
6
SKIVAN
7
6.9
8.0
8
7189400
7.5
4
5
12 8
6
6.3
8
6.4 43 5
10 4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6
Mek anväge
4
7189300
4.2
2.9 3.6
49
4.2
51
n
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3 4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2 2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2
1 1
1.3
1.3 2
1.5
7189100 1.0
1
URSVIKEN
1
7189000 Skellefte ä
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
7188800 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 Dioxin (ng WHO-TEQ/kg 0 to 150 150 to 1000 1000 to 10000 10000 to 200000
Figur 5-10 Utbredning av dioxin (ng WHO-TEQ/kg) under 1 m djup. (Sycon 2001, Tyrens 2003a & 2003b, WSP 2004a, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007, Skellefteå kommun 2007). Grön klass markerar halter under riktvärdet för äventyr/sport/rekreation (150 ng TEQ/kg). Liksom för arsenikföroreningen har stokastisk simulering utförts för delområdena Sågverket och Härvelträsket i syfte att avgränsa dioxinföroreningen (Bilaga 3). Sammanfattningsvis visar simuleringarna och bearbetade data på en relativt begränsad utbredning av dioxin i Härvelträsket. Simuleringarna indikerar också en stor och tydlig dioxinförorening centralt i sågverksområdet. 5.2.4 Organiska ämnen (PAH, alifater, PCB) Förekomsten av cancerogena PAH sammanställs i Figur 5-11. Halterna har jämförts mot Naturvårdsverkets generella riktvärden (Naturvårdsverket, 1997a). I den tidigare huvudstudien redovisades analyser av cancerogena PAH som utförts på området i dittills utförda undersökningar (Kemakta, 2005). Där konstaterade man att cancerogena PAH har hittats i halter över KM (0,3 mg/kg TS) inom sågverksområdet inklusive flisupplaget (Tyréns, 2003). Andra prover som tagits inom sågverksområdet har dock innehållit lägre halter (Kemakta 2005). SWECO utförde kompletterande analyser av cancerogena PAH kring lackeringsbyggnaden (SWECO VIAK, 2007). Proverna tog ned till 1 m djup. Endast ett prov innehöll halter (0,19 mg/kg TS) över detektionsgränsen. I SWECOs rapport angavs denna halt till 0,65 mg/kg TS (provpunkt BH 5.0-SW68) men enligt analysprotokollet gäller denna halt för icke cancerogena PAH. Under 2007 analyserade Skellefteå kommun ytterligare tre prover från Härvelträsket. Halter över riktvärdet för MKM (7 mg/kg TS) förekommer i en av dessa
33 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
punkter Här har 31 mg/kg mätts upp. Provet togs på 0,6-1 m djup. I övriga punkter var halterna låga.
1
27
7
24
11
4A,B
25
3:24
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
Flis
7189500
grä nd
Halter av icke cancerogena PAH som överskrider riktvärdet för KM (20 mg/kg TS) har endast påvisats i en provpunkt (29 mg/kg TS) i södra delen av Härvelträsket. I denna provpunkt är även halten cancerogena PAH förhöjd.
8
13 3
26
4
1
1 2
7
ÅNGSÅGEN
13.4
5
10
37
4
7
2
en
2
sväg
6
11
ack
svä
3
9
gen
8
9
ra Sch
6
4
arin
2 7
4 11
12
10
6
Söd
3:25
Kolb
6
13
7.8
5
2
7
5
4
3 33
5
12
4
6
7.9 16
6
4.6
s:1
8 3
5
FIBERN 18
rga tan
37
34
5
15
20
7
7
Fibe
39
6
14
6.0
6.9
8.0
14
9
2 6
6
SKIVAN 7
7.1 5
7.5
8
8 7
8
7189400
1
4
41
4
6
6.3 6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27 47 8
4
6.6
Mek 4
5.2
7189300
2.9 3.6
anvä
49
gen
4.2
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2 2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2
1 1
1.3
1.3 2
7189100
1.0
1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
7188800 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300
canc PAH (mg/kg TS) 0 to 0.3 0.3 to 7 7 to 36
Figur 5-11 Förekomst av cancerogena PAH (mg/kg TS). Grön klass utgör halter under generella riktvärdet för KM, gul klass under riktvärdet för MKM (NV, 1997a). PCB har analyserats i ett fyrtiotal prover, huvudsakligen i ytnära jord. I en punkt i sydöstra hörnet av Härvelträsket återfinns halter (76 mg/kg) som överskrider de generella riktvärdena för MKM (7 mg/kg TS). Detta prov togs på 0,5-1 m djup. Halter över det generella riktvärdet för KM (0,02 mg/kg) har påträffats i västra delen av industriområdet, främst i anslutning till transformatorer, och vid lackeringsbyggnaden. Den förhöjda halten av PCB runt lackfabriken har sannolikt sin orsak i att delar av huset var fogad med PCB-haltig fogmassa. Utöver de analyser som redovisas i figuren nedan har även analyser av PCB utförts inom ramen för miljökontroll vid pågående sanering av byggnader (främst elanläggningar). Inga resultat över de platsspecifika riktvärden som används har noterats där. PCB-förorening i jord i anslutning till transformatorer saneras nu i samband med att transformatorer rivs och kabel grävs upp.
34 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
1 27
7
24
4A, B
11
grä
25
3:24
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
104
13.7
Flis
7189500
nd
8
13 3
26
4
1
1 2
7
ÅNGSÅGEN
13.4
5
10
37
4
7
13.5
2
2
4
8
9
4
11
12
10
4
13
7.8
5
2
Sa
3
7
5
3
9
at an
6
6
6
11
Söd ra Scha
2 7
3:25
13.5
Kolb acks väge n
xg
rinsv
ägen
6
33
8
4
6
7.9
s:1
8 3
FIBERN
5
6
15
20
7
5
7
7
Fibe
39
18
rgat an
37
34
4
16
6
4.6 5
1
4
41
4
6
6
14
6.0
6.9
8.0
14
9
2 6
6
SKIVAN 7
7.1 5
7.5
8
8 7
4
12
5
7189400
6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6
Mek anvä
4
5.2
7189300
49
gen
4.2
2.9 3.6
4.2
51
5.1
7
3
6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2
1
1
1.3
1.3 2
1.5
7189100
1.0
1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte älv
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
7188800 17543001754400175450017546001754700175480017549001755000175510017552001755300
Summa PCB (mg/kg TS) 0 to 0.02 0.02 to 7 7 to 77
Figur 5-12 Förekomst av PCB. Grön klass utgör halter under generella riktvärdet för KM, gul klass under riktvärdet för MKM (NV, 1997a). Förekomst av opolära alifater kring området där oljecisternerna förvarats har konstaterats i tidigare undersökningar (Kemakta, 2005). Uppmätta halter varierar mellan 42 och 11 000 mg/kg TS. Opolära alifater har även påvisats i anslutning till transformatorer på området, men halterna är låga. Alifater har även analyserats av SWECO VIAK samt Skellefteå kommun. Detekterbara halter av alifater (analys i fraktioner C5-C35) har mätts upp i 14 provpunkter (av 40 analyserade jordprov), men halterna överstiger inte det generella riktvärdet för MKM. Det generella riktvärdet för C5-C16 vid förorenade bensinstationer är 500 mg/kg TS och för C16C35 1000 mg/kg TS (Naturvårdsverket & SPI, 1998). I en provpunkt vid lackeringsbyggnaden har halten 190 mg/kg TS rapporterats för alifater (C16-C35), vilket överstiger det generella riktvärdet för KM (100 mg/kg TS). Klorfenoler har analyserats i ett fåtal punkter inom sågverksområdet (Sycon, 2001; Tyréns, 2003a; Kemakta, 2005). Halterna är låga och överskrider inte Naturvårdsverkets generella riktvärde för mindre känslig markanvändning (MKM). Sammanfattningsvis är antalet analyser avseende organiska ämnen (PAH, PCB, klorfenoler, alifater, aromater) begränsat jämfört med arsenik- och dioxinanalyser. En avgränsning av PAH-förorening inom sågverksområdet är svår att göra utifrån befintligt dataunderlag. I västra delen av industriområdet har PAH i huvudsak påträffats i anslutning till transformatorer och oljecisterner. Halterna av uppmätta alifater är generellt låga, med undantag för mark inom områden med oljecisterner. PCB förekommer främst i anslutning till transformatorer och vid lackeringsbyggnaden i norr. Baserat på områdets historik med deponering av restprodukter
35 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
och avfall kan organiska föroreningar förväntas förekomma ställvis inom delar av Härvelträsket.
5.3
Föroreningar i grundvatten
5.3.1 Arsenik I Tabell 5-5 har grundvattenanalyser av arsenik från Skellefteå kommun och tidigare utförda undersökningar sammanställts (Sycon 2001, Tyréns 2003, WSP 2004, Kemakta 2005, SWECO 2007). Totalt har 74 stycken utförts på området. Ingen hänsyn har tagits till om proverna hanterats olika (filtrerats, dekanterats, etc). Medelhalten uppgår till 10,2 µg/l medan medianhalten är 4,6 µg/l. Detta tyder på en skev fördelning med ett fåtal prover med mycket höga halter. Enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder klassas medelhalten som måttligt hög och medianhalten som låg (NV, 1999c). Maxhalten på 144 µg/l mättes upp av Kemakta i GV3. Detta rör är beläget mitt på sågverksområdet där höga halter arsenik finns i marken. Tabell 5-5. Statistik för grundvattenanalyser med avseende på arsenik. Ingen hänsyn har tagits till om proverna har hanterats olika (dekanterade, icke dekanterade, etc.). Bedömningsgrunder enligt Naturvårdsverket (1999c). As (µg/l) min max medel median St. avvikelse Variationskoeff. n
0,55 144 10,2 4,6 19,6 1,9 74
NVs Bedömningsgrunder (µg/l) Mkt låg halt Mycket hög halt Måttligt hög halt Låg halt
<1 >50 5-10 1-5
Uppmätta halter av arsenik från provtagning i augusti och oktober 2007 sammanställs i Figur 5-13. Grön klass utgör halter under Livsmedelsverkets dricksvattenföreskrifter för otjänligt dricksvatten (SLV, 2005). Halter som överskrider denna gräns har mätts upp i flera rör (GV6, GV8-GV11 samt GV17). Den högsta halten under 2007 mättes upp i GV6 och uppgick till 87 µg/l. Detta prov var filtrerat i fält. Totalt 6 analyser har gjorts på grundvatten från detta rör. Halterna har varierat mellan 1,3 och 87 µg/l. GV 6 är belägen i grundvattenflödets riktning nedanför en hot-spot för arsenik på sågverksområdet. Det närliggande röret GV7 har dock innehållit betydligt lägre halter (1,8-8 µg/l vid totalt fem provtagningar). GV8 är installerat utanför kända områden med höga halter arsenik i marken. I röret har 3-16 µg/l As mätts upp under 2007. En möjlig källa skulle kunna vara en lokal punktkälla med förhöjda halter (området runt GV8 är ej provtaget), men arsenik skulle också kunna spridas via grundvattnet från hot spot kring själva sågverksanläggningen, då grundvattengradienten i detta område är riktad åt sydost. GV17 är belägen i den östra delen av Härvelträsket. Analysdata finns endast för 2007, då halterna i röret varierade mellan 10,6 och 13,9 µg/l. Röret är placerat i ett område som enligt undersökningarna innehåller lägre halter av både arsenik och dioxin i marken. Norr om samt NV om GV17 finns dock enskilda områden med markant förhöjda halter av arsenik (>100 mg/kg TS). Grundvattnets flödesriktning i detta område är något osäker men sannolikt är den 36 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
riktad åt SSO och SO. Slugtester på området har visat att den hydrauliska konduktiviteten är hög, vilket bidrar till en ökad mobilitet av föroreningarna. I samband med att slugtester utfördes i november 2007 utfördes också temperaturmätning i grundvattenrören (se vidare avsnitt 3.4.3). En förhöjd temperatur uppmättes i GV 12 och GV 17. I GV 16 noterades en avvikande lukt. Den höga temperaturen i GV 12 och GV 17 orsakas troligen av nedbrytning av organiskt material (höga TOC-halter). Halterna av järn och mangan var också höga i GV 17, men ingen lukt noterades. I bilaga 5 beskrivs olika fall när arsenikhalten i vatten kan vara hög, utan att halten i den fasta fasen är särskilt hög. Provpunkten GV 17 stämmer överens med det reducerande fallet (fall A) i bilaga 5. Även GV 16 stämmer överens med fall A. Här var emellertid inte temperaturen förhöjd. I gengäld noterades en lukt som tillsammans med låga halter svavel tyder på att förhållandena var än mer reducerande än i rör GV 17, vilket är förvånande med tanke på den höga hydrauliska konduktiviteten som annars är vanligast förekommande i luftade miljöer. Ett referensrör som ligger uppströms det förorenade området har installerats i de nordvästra delarna. I detta rör har 0,8-1,9 µg/l mätts upp vid två olika tillfällen (april och oktober 2007).
37 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
nd
7
1
7
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
13.7
Flis
27
24
11
grä
25
3:24
3:18
4A, B
7189500
8
13 3
26
4
1
1
6
2
7
ÅNGSÅGEN
Söd ra Sch arin sväg en
4
7
2
7
6
6
6
2
Kolb acks väg en
Augusti
3
9
8
9
4 11
12
10
4
3
13.5
13
7.8
5
2
7
5
6
11 4
REF (GV 1) 3:25
13.4
5
10
37 2
33 5
12
6
14
7
9
2
4
7.1 6
s:1
8 3
5
6
18
atan 5
5
7
7
20
Fib
39
15
erg
1
FIBERN
37
34
6
14
6.0
1
2
6.9
7.9 16
6
4.6
5
8.0 6
SKIVAN 8
7189400
7.5
8
8 7
4
41
4
6
6.3 6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
47 8
4
6.6 2
Mek anvä gen
4
5.2
3.6
49
4.2
51
4.2
2.9
7189300
5.1
7
3
1 0 6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2 2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
GV GV 2 3 GV 4
1
GV 5
1.5
2
1.1
1
1.6
1.7
1
1.3
1.3
2
7189100
GV 6
GV12 1.0 1
GV 7
URSVIKEN
GV 8
GV15
GV11
7189000
1
RISÖN
GV9 GV10 GV13 7188900
GV17 GV14 2
1:65
0
GV16
1
URSVIKEN
1
2.9 2
7188800
3
1754200 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 175530 25
3:24
1
27
7
24
11
4A, B
7
3:18
Flis grä nd
Okt 2007 7189500
PEDAGOGEN
2:1
1
13.4
12
104
13.7
8
13 3
26
4
1
6
2
7
ÅNGSÅGEN
1
5
10
37
4
7
en
6
sväg
3
9
4
8
11
12
an
13
7.8
at
6
Söd
10
4
3
5
2
7
5
13.5
4
9
ra Sch
6
Kolb ack sväg en
11
arin
2
7
6
13.5
Sa xg
REF (GV 1) 3:25
13.4
Oktober
2
2
33
7189400
7.5 6
SKIVAN
14
6
9
2
4
s:1
8 3
5
6
18
ata n 5
20
7
5
7
7
Fib
39
15
erg
1
FIBERN
37
34
4
16
6
4.6
6
6
14
6.0
4
41
4
6
1
2
6.9
7.9
8
7 7.1 5
8.0
4
5
12 8
8 7
6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
6
47 8
4
6.6 2
Mek anvä gen
4
5.2
4.2
2.9
7189300
3.6
49
4.2
51
5.1
7
3
1 0 6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
3:22
2
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8
1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
GV GV 2 3 GV 5 GV 4
1.5
1.1
1
2
1
1
1.3
1.3
7189100
GV 6
2
1
GV 7
URSVIKEN
GV 8
GV15
GV11
7189000
1.5
GV12 1.0
1
RISÖN
GV9 GV17
GV10 GV13
Skellefte ä
GV14
7188900
2
1:65
0
GV16
1
URSVIKEN
1
2.9 2
7188800
3
1754200 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 Arsenik µg/l) Ej analyserad 0-10 10-50 50-100
Figur 5-13. Uppmätta halter (µg/l) av arsenik i grundvatten, augusti samt oktober 2007.
5.3.2 Övriga metaller Analyserade metallhalter i grundvatten från samtliga provtagningar är sammanställda i Tabell 5-6. En klassning har gjorts av Cd, Pb och Zn enligt Naturvårdsverket (Naturvårdsverket, 1999c). För övriga metaller saknas bedömningsgrunder. Medelhalterna av Pb betraktas som höga medan maxvärdet klassas som mycket hög. Medianvärdet tyder dock på en skev fördelning, med ett fåtal prover med höga halter. Medianhalten klassas istället som låg. Mycket höga blyhalter (>10µg/l) har mätts upp i GV2 och GV4 (WSP, 2004), 2.3 GW1 och
38 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
2.1GW1 (Sycon 2001) samt GV5 (ofiltrerat prov Kemakta, 2005). Blyhalterna har också överskridit gränsvärdet för otjänligt dricksvatten (SLV, 2005). Inga blyhalter som överskrider riktvärdet för MKM (300 mg/kg TS) har mätts upp i marken kring GV2, GV4 och GV5. Däremot har blyhalter över KM (80 mg/kg TS) detekterats i provpunkter vid GV5 samt något norr om GV2 och GV4. Eftersom bly i allmänhet har en låg rörlighet i mark kan grundvattenhalterna i dessa rör indikera påverkan från mycket lokala punktkällor. Halterna av Cd och Zn bedöms genomgående som mycket låg till måttligt höga halter. Detta trots att Zn förekommer ställvis i mycket höga halter i jorden. Halter av nickel har mätts upp som överskrider Livsmedelsverkets gränsvärden för otjänligt dricksvatten. Den högsta halten (49 µg/l) mättes upp i GV4 (WSP, 2004). Nickelhalter som ligger över de som normalt mätts upp på området har detekteras i själva referensröret (10,8-22,6 µg/l; Skellefteå kommun, 2007). Tabell 5-6. Metaller (µg/l) i grundvatten (data från Sycon 2001, Tyréns 2003, WSP 2004, Kemakta 2005, SWECO 2007 samt Skellefteå kommun 2007). Klassning enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder av miljökvalitet i grundvatten (NV, 1999c) samt jämförande gränsvärden för otjänligt dricksvatten enligt Livsmedelsverkets föreskrifter (SLV, 2005).
Min Max Medel Median n SLV, 2005
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
0,001 0,8 0,1 0,02 43 5
0,01 12 1,2 0,6 76 50
0,2 57 5,1 0,9 49 2000
0,001 0,6 0,02 0,05 45 1
0,1 49 3,9 2 57 20
0,02 48 3,9 0,3 66 10
0,2 290 36 12 65 -
Klassificering enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för grundvatten (NV, 1999c): Mycket låg halt
Låg halt
Måttligt hög halt
Hög halt
Mycket hög halt
5.3.3 Dioxin Dioxinanalyser i grundvatten som har utförts på området sammanställs i Tabell 5-7. Totalt har 30 analysers gjorts. Halterna har varierat från 0,0001 till 6 ng WHO-TEQ/l. Återigen är fördelningen skev då medelvärdet är betydligt högre än medianvärdet.
39 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 5-7. Statistik för grundvattenanalyser med avseende på dioxin (data från Tyrens 2003, WSP 2004, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007 samt Skellefteå kommun 2007). Ingen hänsyn har tagits till om proverna har hanterats olika (dekanterade, icke dekanterade, etc.).
min max medel median St. avvikelse Variationskoeff. n
Dioxin (ng WHOTEQ/l) 0,00013 6 0,28 0,0022 1,1 3,9 30
Uppmätta halter dioxin i grundvatten från augusti och oktober 2007 har sammanställts i Figur 5-14. Endast kongener med halter över detektionsgränsen har inkluderats i TEQ-värdet. Svarta punkter markerar rör med samtliga kongener under detektionsgränsen. De högsta halterna mättes upp i GV6 (0,0041-0,0056 ng WHO-TEQ/l, tre analyser) och GV17 (0,0021-0,014 ng WHO-TEQ/l), tre analyser). Tidigare har 6 ng WHO-TEQ/l mätts upp i GV4 (dekanterat prov, WSP 2004). Proverna som togs under 2007 har varken filtrerats eller dekanterats. GV6 är söder om hotspot för dioxin på sågverksområdet. Dioxinanalyser av jord i närliggande områden kring GV6 saknas. Att dioxiner detekteras i GV6 kan tyda på en grundvattentransport av dioxiner från uppströms kontaminerade områden, alternativt finns det närbelägna källor som inte kartlagts hittills. Närliggande rör (GV5 samt GV7) innehöll väsentligt lägre dioxinhalter. GV17 är belägen i den östra delen av Härvelträsket. Enligt de undersökningar som har utförts förekommer inga områden med kraftigt förhöjda dioxinhalter (>150 ng WHO-TEQ/kg TS) i närheten av G17. Dock indikerar analyser av en närliggande provpunkt att måttligt förhöjda halter dioxiner (<150 ng WHO-TEQ/kg TS) förekommer i närheten. Slugtester på området visar att marken har en hög genomsläpplighet, vilket underlättar transport av föroreningar.
40 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Flis grä nd
7
25
3:24
1
3:18
27
7
24
11
4A, B
7189500
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
104
13.7
8
13 4
3
26
1
1
6
2
7
ÅNGSÅGEN
4
7
Augusti
2
4
11
13.5
13.5
10
4
3
at an
6
8
3
9
n
12
13
7.8
5
2
7
5
acks väge
9
Söd ra Sch
6
Kolb
Sa xg
2
7
6
6
11 4
REF (GV 1)
arin sväg en
2
3:25
13.4
5
10
37
33
4
8.0
6
7.9
s:1
3
1
FIBERN
6
18
tan 5
39
15
20
Fibe rga
37
5
7
6
2
1
4
41
4
7
7
6
14
6.0
4
16
8
5
34
6.9
6 14
9
2 6
4.6
6
7.5
SKIVAN 7
7.1 5
4
5
12 8
8 7
8
7189400
6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6 2
Mek 4
5.2
7189300
anvä
49
gen
4.2
51
4.2
2.9 3.6
5.1
7
3
1 0 6
5.2
4.0 5
3.9
3 4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.9
1.8
1.6
7189200
2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1
GV 5
GV GV 2 3 GV 4
1.5
2
1.1
1
1.6
1.7
1
1.3
1.3
2
7189100
GV 6
GV12 1
GV 7
URSVIKEN
GV 8
GV15
GV11
7189000
1.5
1.0
1
RISÖN
GV9 GV10 GV13 7188900
Skellefte ä
GV17 GV14 2
1:65
GV16
0
1
URSVIKEN
1
2.9 2
7188800
3
25
3:24
1
27
7
24
11
4A, B
7
3:18
Flis grä nd
1754200 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 7189500 PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
104
13.7
8
13 3
26
4 6
1
2
7
ÅNGSÅGEN
1
13.4
5
10
37
4
7
13.5
2
2
väge n
11
6
acks
8
4
ra Sch arins
2
7
6
4 10
4
3
13
7.8
5
2
7
5
Oktober
3
9
11
12
13.5
Sa
6
väge n
9
Söd
3:25
Kolb
xg at an
REF (GV 1)
6
33
7.5
8.0
8
8
14 6
9
2
4
7.1 6
4.6
6
3
atan 5
39
6
18
15
20
7
5
7
7
Fib erg
1
FIBERN
37
34
6
6
14
2
1
4
41
4
4
s:1
8
5
6.0
6.9
7.9 16
8
7
5
6
SKIVAN
7
4
12
5
7189400
6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
47
6
8
4
6.6 2
Mek 4
5.2
7189300
anvä
49
gen
4.2
2.9 3.6
4.2
51
5.1
7
3
1 0 6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2 2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8 1.7 1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1
GV 5 7189100
GV GV 2 3 GV 4
1.5
2
1.1
1
1.6
1.7
1
1.3
1.3
2
GV 6
GV12 1
GV 7
URSVIKEN
GV 8 GV11
7189000
1.5
1.0
GV15
1
RISÖN
GV9 GV10 GV13 7188900
GV17
Skellefte äl
GV14 2
1:65
GV16
0
1
URSVIKEN
1
2.9 2
7188800
3
1754200 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300 Dioxin (ng WHO-TEQ/l) 0 to 0.001 0.001 to 0.01 0.01 to 0.1
Figur 5-14. Uppmätta halter (ng WHO-TEQ/l) av dioxin i grundvatten, augusti samt oktober 2007. Endast kongener med halter över detektionsgränsen har inkluderats i TEQvärdet. Svarta punkter markerar rör som inte analyserats vid det aktuella provtagningstillfället. Grundvatten innehåller normalt mycket låga halter av dioxin. De kan sällan detekteras i opåverkade grundvatten, referensröret innehöll endast halter under detektionsgränsen för alla kongener (provtagning april 2007). Därför kan man sluta sig till att större delen av de rör som analyserats med avseende på dioxin är påverkade, då ämnena har detekterats i alla strandnära rör förutom GV5. Eftersom dioxinföroreningen inom Härvelträsket förekommer nära älvkanten är det inte förvånande att dioxiner har detekterats i rör längs stranden. Dioxiner har detekterats i GV12 och GV15 även om de toxiska halterna inte var särskilt höga (0,00013-0,0056 ng WHO-TEQ/l). Dessa rör är installerade i de norra delarna av 41 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Härvelträsket och påverkas ej av föroreningar som ligger nedströms grundvattnets strömningsriktning. I anslutning till GV12 har ett jordprov analyserats som innehöll halter över 150 ng WHO-TEQ/kg. I anslutning till GV 15 har dioxinförorening påvisats i två provpunkter i jord (26 resp. 42 ng WHO-TEQ/kg). Grundvattenrör GV15 ligger också inom, eller i kanten av, det område 5.3.4 Övriga organiska föroreningar Tabell 5-8 sammanställer analyserade halter av organiska föroreningar i grundvatten (exklusive dioxin). Data från samtliga provtagningar har inkluderats. Halterna jämförs med riktvärden för förorenat grundvatten vid bensinstationer (NV,1998). Halter som överskrider riktvärden för cancerogena och icke-cancerogena PAH har mätts upp i grundvattnet i tidigare undersökningar (1.1-TGV1;SWECO VIAK 2007, Tyrens 2003 och GV15,1.3-GW1, 2.1-GW1, 2.3-GW1; Sycon 2001). 1.1-TGV1 låg något öster om dagens GV16 och GV17 vid Härvelträsket. GV15 är också installerad vid Härvelträsket och en närbelägen punkt innehåller höga halter PAH i marken. Övriga rör är belägna inom sågverksområdet, där cancerogena PAH-halter mellan KM och MKM har mätts upp i jordprover eller i anslutning till boardfabriken (Kemakta, 2005). I de analsyer som utfördes av Skellefteå kommun 2007, underskred PAH-halterna riktvärdena eller detektionsgränsen för analysen. Övriga föroreningar som mätts upp höga halter är klorfenol (Sycon, 2001). Föroreningen har dock förekommit i höga halter i endast ett rör (2.1-GW1 på sågverksområdet, se Kemakta 2005). PCB och alifater C16-C35 samt opolära alifater har endast detekterats i låga halter. PCB har dock inte analyserats i rör GV16, som är installerad nära en konstaterad PCB-förorening i marken. Tabell 5-8. Analyserade halter av organiska föroreningar i grundvatten (data från Sycon, Tyrens 2003, WSP 2004, Kemakta 2005, SWECO VIAK 2007 samt Skellefteå kommun 2007). Riktvärden utgör riktvärden för förorenat grundvatten vid bensinstationer (NV, 1998). PAH canc
PAH övriga
Klorfenol
Summa PCB
Alifater (>C16C35)
Opolära alifater
µg/l 0,02 15 15 0,2
µg/l 0,01 150 22 10
µg/l 0,1 680 7
µg/l 0 5 8
mg/l 3 14 6 100*
mg/l 1 6,2 4
Min Max n NV, 1998 * opolära alifatiska kolväten
Alifater (C10-C16), pentaklorfenol, summa klorbensener samt aromater har analyserats tidigare men ej detekterats i grundvattnet (Kemakta, 2005; Tyréns, 2003, Sycon, 2001).
42 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
5.4
Föroreningar i sediment och slam
Dagvattenbrunn I den dagvattenbrunn som finns i utkanten av sågverksområdet har sediment undersökts (SWECO, 2007). Analysresultaten visar på förekomst av arsenik (60 mg/kg TS) och dioxin (7 ng/kg TS, WHO-TEQ). En utvärdering av kongenmönstret i dioxinprovet visar att sedimentprovet är påverkat både av atmosfärisk deposition och av förorenad jord inom Scharins-området. Även fyllnadsmassorna kring ledningen har provtagits och arsenikhalten uppgår till 27 mg/kg TS, vilket ungefär är i nivå med bakgrundshalten för regionen. Dagvattenledningen är inte tät (SWECO, 2007). Det innebär att föroreningsspridning kan ske både genom att förorenat dagvatten till sprids till omgivande mark eller omvänt att föroreningar i jord och grundvatten transporteras bort till renare områden eller ut i älven. Sedimenteringsbassäng Det slam som finns kvar i sedimenteringsbassängen har provtagits i två olika undersökningar (KM Miljöteknik, 1998a; Kemakta, 2005). Slammet har analyserats med avseende på tungmetaller, organiska ämnen och närsalter, men inga anmärkningsvärda halter har påvisats. Skellefteälven SGU har i en sedimentundersökning utmed Bottenvikskusten tagit sedimentprov i en djupfåra i Ursvikenfjärden (Cato & Sellén, 2004). Provtagningspunkten (22L-012) är belägen ca 1,5 km nedströms Scharins industriområde. Sedimenten innehöll en stor mängd fibrer (35 %). Tre olika nivåer (0-1 cm, 19-20 cm, 34-35 cm) analyserades. Vid en jämförelse med Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (NV rapport 4914) påvisades förhöjda metallhalter på samtliga nivåer, se Tabell 5-9. Den indelning som används vid Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för förorenade områden (NV rapport 4918) visar att med avseende på halterna av arsenik och koppar kan sedimentprovet karakteriseras som ”trolig påverkan av punktkälla”. Även organiska miljögifter såsom PAH, PCB och DDT återfinns i sedimenten. Det går inte att utesluta att föroreningarna kommer från Scharinsområdet, men även andra föroreningskällor är möjliga. Generellt är metallhalterna i Bottenviken betydligt högre jämfört med övriga svenska havsområden, samtidigt som sedimentens bakgrundshalter i Bottenviken inte avviker från andra havsområden (Cato & Sellén, 2004). Några sedimentprov har inte tagits i direkt anslutning till Scharins-området. Utanför Scharinsområdet utgörs Skellefteälven av transportbottnar.
43 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 5-9 Uppmätta metallhalter i sediment nedströms Scharinsområdet i Ursvikenfjärden (provtagningsplats 22L-012). Halt (mg/kg TS) TOC (%) Arsenik Kadmium Krom Koppar Kvicksilver Nickel Bly
0-1 cm djup
19-20 cm djup
34-35 cm djup
4,4 156 0,863 124 121 0,666 59,6 51,7
3,6 66,4 0,789 114 65,2 0,258 43,8 46,7
3,4 58,5 0,819 93,9 24,1 0,252 <10 37,3
Klassificering av miljökvalitet i kust- och havssediment enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (Naturvårdsverket 1999). Mycket stor avvikelse från jämförvärde, klass 5 Stor avvikelse från jämförvärde, klass 4 Tydlig avvikelse från jämförvärde, klass 3 Ingen eller liten avvikelse från jämförvärde, klass 1-2
5.5
Föroreningar i ytvatten
5.5.1 Skellefte älv Vattenanalyser nedströms och uppströms Scharins industriområde har utförts under 2006 och 2007 (SWECO VIAK, 2007 och Skellefteå kommun, 2007). Dioxiner har provtagits med passiv provtagning. Endast provtagningen under oktober gav detekterbara halter för flertalet kongener. Provpunkterna redovisas i Bilaga 4. I Tabell 5-10 redovisas halterna av arsenik och toxiska halter av dioxin i älven. Som referens för arsenik används data från det nationella och regionala miljöövervakningsprogrammet. Kvistforsen ligger uppströms Scharins industriområde och speglar bakgrundshalterna som förekommer i älven. Arsenikhalterna tyder inte på någon uppenbar påverkan från Scharinsområdet. Eventuellt kan analyserna tyda på att det sker ett visst påslag av arsenik. Halterna ligger dock inom det intervall som ges av bakgrundshalten i Kvistforsen. För dioxin tyder analyserna på att halterna är förhöjda utanför Scharins. Dioxinhalterna i tabellen innehåller dock stora osäkerheter då flertalet kongener inte har kunnat detekteras i de prover som har analyserats. De toxiska halterna har därför beräknats på detekterade halter samt halva detektionsgränsen för icke detekterade kongener. Även referensvärdena från passiv provtagning i Piteälv samt Kalixälv (Länsstyrelsen Norrbotten) är beräknade på halva detektionsgränsen då inga kongener kunde detekteras. Halten på 0,024 pg TEQ/l utanför Scharins är beräknad på oktoberprovet 2007 där flertalet kongener faktiskt kunde detekteras. Resultaten tyder därmed på att Skellefteälven kan innehålla något högre halter av dioxiner och att en påverkan från området inte kan uteslutas. En utvärdering av kongenmönstret i vattenprovet från oktober visar att det är typiskt för föroreningen på Scharins och indikerar en påverkan från
44 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
industriområdet. Den höga andelen kongener under detektionsgränsen vid sammanlagt tre passiva provtagningar tyder på att halterna i allmänhet ändå är låga. Tabell 5-10 Arsenik (2006) och dioxin (okt 2007) i Skellefteälven. Provpunkt As (µg/l) Dioxin (pg/l), WHO-TEQ
Uppströms Scharins 0,45 0,005-0,007
Nedströms Scharins 0,54 0,014-0,030
Referensdata 0,37-0,52* 0,008-0,011**
* Kvistforsen, provtagning sept-okt 2006 ** Piteälv och Kalixälv, jan 2007(Länsstyrelsen Norrbotten)
I Tabell 5-11 redovisas rapporterade halter (analytiska halter, dvs ej omräknat till toxiska ekvivalenter) från provtagning 2006 och 2007 för de två kongener som är karakteristiska för Scharins-området. I bilaga 15 redovisas samtliga analysresultat. Av tabellen framgår att det endast är vid provtagningen hösten 2007 som halter över detektionsgränsen har rapporterats i proverna utanför och nedströms Scharins för de aktuella kongenerna. Tyvärr försvann provtagaren för uppströmsprovpunkten vid detta tillfälle, varför inget referensprov från samma provtagningstillfälle finns. Sammantaget indikerar analysresultaten (Tabell 5-10 och Tabell 5-11) att det sker en påverkan av dioxin på Skellefte-älven från Scharins-området. Osäkerheten i tolkning av analysdata är emellertid stor, då många kongenhalter är under detektionsgränsen för flertalet ytvattenprov och detektionsgränserna skiljer sig både inom och mellan de olika analystillfällena. Tabell 5-11 Rapporterade halter (pg/l) av de för Scharins-området karakteristiska kongenerna 1,2,3,4,6,7,8-heptaCDF och oktaklordibensofuran från passiv provtagning 2006 och 2007. Observera att det är de analytiska halterna som anges. Provpunkt
1,2,3,4,6,7,8heptaCDF
oktaklordibensofuran
Referensresultat Kalixälven, 2006 Piteälven, 2006 Uppströms Scharins, 2006 (0609/10) Uppströms Scharins, 2007 (0706/07) Uppströms Scharins, 2007 (0709/10)
<0,015 <0,041 <0,0079 <0,026 <0,0070 <0,0083 <0,0086 <0,0092 Provtagaren förlorad
Nedströms Scharins Nedströms Scharins, 2006 (0609/10) Nedströms Scharins, 2007 (0706/07) Nedströms Scharins, 2007 (0709/10)
<0,025 <0,020 0,35
<0,0097 <0,089 0,53
0,4 0,53 0,49 0,49
<0,26 0,27 0,19 0,18
Strandkant Härvelträsket (sep-pkt 2007) Provpkt 1* Provpkt 2 Provpkt 3 Provpkt 4** *närmast nedströmspunkten ** strax nedströms sedimentationsbassängen
45 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
5.5.2 Ytvatten på området I april 2007 togs ett ytvattenprov i det dike som löper väster om Härvelträsket. Vattnet analyserades med avseende på PAH och dioxin, men halterna var under rapporteringsgränsen. Ingen provtagning har gjorts av vatten från den träledning som har sitt utlopp i älven vid hamnmagasinet. Analyser har gjorts av det vatten som finns i sedimenteringsbassängen. Halterna av metaller var låga (Kemakta, 2005) och för dioxin var halterna under rapporteringsgränsen (Skellefteå kommun, 2007).
5.6
Utvärdering av kongenmönster för dioxiner
En utvärdering av dioxinernas kongenmönster i olika prover kan ge kvalitativ indikation om spridningsrisker på området. Beroende på vilka källor som bidrar till en dioxinförorening förväntas olika kongener framträda olika mycket. I jordar utan lokala punktkällor förväntas OCDD vara den mest framträdande kongenen då denna tillförs marken via atmosfärisk deposoition. 5.6.1 Jordprover Medelkoncentrationer för varje kongen har beräknats för jordprover där kongenspecifika data varit tillgängliga (Figur 5-15). Mönstret visar att 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF och OCDF är de två mest dominerande kongenerna på området (s.k. markörer). Generellt är alla kongener förhöjda jämfört med förväntade bakgrundshalter. Även referensprovet som togs utanför industriområdet innehöll de två markörerna, vilket indikerar att en diffus spridning sker/har skett. I toxiska ekvivalenter innehöll dock referensproverna endast 1,2-2,4 ng WHO-TEQ/kg TS (2005 år TEF-värden) vilket kan anses som normala bakgrundshalter. Jord Scharins 35000 30000
ng/kg TS
25000 20000 15000 10000 5000
23 78 12 -Te 37 tra 8 CD 12 - Pe nt D 34 a 7 CD 12 8 -H ex D 36 aC 78 D -H 12 ex D 37 a C 12 89 DD H 34 67 exa C 8DD He pt aC D O D ct 23 78 a C D Te D 12 tr 37 8- a CD 23 Pe F nt 47 8- a C D P 12 F 34 e nt 78 a C D -H 12 ex F 36 aC 78 D -H 12 ex F 37 a 8 C D 23 9 -H ex F 46 aC 12 78 34 -He DF 67 x 8- aC 12 D 34 He pt F 78 aC 9D He F pt aC D O F ct aC DF
0
Figur 5-15. Medelkoncentrationer för respektive kongen i jordprover från Scharins. Observera att det är de analytiska halterna som avses.
5.6.2 Sediment i dagvattenledning Figuren visar kongenkoncentrationerna i ett sedimentprov från dagvattenledningen (SWECO VIAK, 2007). Både högklorerade dioxiner och furaner förekommer i provet, vilket indikerar att sedimentet är påverkat av föroreningen på området. Bortsett från den höga halten oktadioxin, förekommer högklorerade furaner och dioxiner i ungefär samma proportioner som 46 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
i jordprofilen. Förekomsten av OCDD indikerar att atmosfärisk deposition bidrar till de halter som återfinns i sedimentet. sediment dagvattenledning
2, 3 1, ,7 2, ,8 3 1, ,7 te tr 2, ,8 3 , -p aCD 1, 4,7 ent D 2, aC 3 ,81, ,6,7 hex DD 2, a 1, 3 , ,8-h CD 2, 7, e 3 , 8, x a D 9 4 C ok ,6,7 -he DD ta ,8 x a kl -h CD or ep D di b ta 2, en CD 3, s D 1, 7 , od 2, 8- i o 3 te x 2, ,7,8 tra i n 3, p C 1, 4 ,7 en DF 2, ,8 ta 3 -p C 1, ,4,7 en DF 2, ta , 8 3 C 1, ,6,7 hex DF 2, 3 , ,8-h aC 2, 7,8 ex DF 3 a , 1, ,4 ,6 9-h CD 2, ex F , 7 3 a , 1, ,4,6 8-h CD 2, e 3 , ,7,8 x a F C 4 ok ,7,8 hep DF ta ,9 ta kl -h CD or ep F di be ta C ns D of F ur an
ng/kg TS
160 140 120 100 80 60 40 20 0
Figur 5-16. Kongenkoncentrationer i sediment från dagvattenledning (SWECO VIAK, 2007). Observera att det är de analytiska halterna som avses.
5.6.3 Grundvatten Figuren illustrerar medelkoncentrationen för respektive kongen i grundvattenprover (Skellefteå kommun, 2007). Halter under detektionsgränsen är ej inkluderade. Mönstret motsvarar jordprover från området. Dock förekommer de högklorerade dioxinerna i lägre utsträckning i grundvattnet jämfört med i jordprofilen. Baserat på de fysikaliska-kemiska egenskaperna förväntas furaner ha en högre rörlighet jämfört med dioxiner och resultatet skulle kunna bero skillnader i t.ex. löslighet. Eftersom referensröret endast innehöll dioxinhalter under detektionsgränsen har ingen jämförelse mellan kontaminerat och opåverkat grundvatten kunnat göras. 0,3
grundvatten
0,25
ng/l
0,2 0,15 0,1 0,05
1,2,3,4,7,8,9-
oktaklordibensofuran
1,2,3,4,6,7,8-
2,3,4,6,7,8-hexaCDF
1,2,3,7,8,9-hexaCDF
1,2,3,6,7,8-hexaCDF
2,3,4,7,8-pentaCDF
1,2,3,4,7,8-hexaCDF
2,3,7,8-tetraCDF
1,2,3,7,8-pentaCDF
1,2,3,4,6,7,8-
oktaklordibensodioxin
1,2,3,7,8,9-hexaCDD
1,2,3,6,7,8-hexaCDD
1,2,3,4,7,8-hexaCDD
2,3,7,8-tetraCDD
1,2,3,7,8-pentaCDD
0
Figur 5-17. Medelkoncentrationer i grundvatten (Skellefteå kommun, 2007). Observera att det är de analytiska halterna som avses.
47 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
0,5 0,45 0,4 0,35 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0
Ytvatten
2, 3 1, ,7 2, ,8 3 , -te 1, 7 2, ,8- traC 3 p D 1, ,4,7 ent D 2, aC , 8 3 1, ,6,7 hex DD 2, aC , 8 1, 3 , 2, 7, -he DD 3 , 8, x a 4, 9C ok 6,7 hex DD ta ,8- aC kl or hep DD di b ta 2, en CD 3, 1, 7 sod D 2, ,8 -te i ox 3 2, ,7,8 tra i n 3, -p C 1, 4 ,7 en DF 2, ,8 ta 3 -p C 1, ,4,7 en DF t 2, , 3 8- aC 2, ,6,7 hex DF 3, 4 ,8- aC 1, ,6,7 hex DF 2 a , 1, ,3 , 8-h CD 2, 7, e 8, x a F 3 1, ,4,6 9-h CD 2, e 3 , ,7,8 x a F 4, - h CD 7 e ok ,8 F p ta ,9 ta C kl -h or ep DF di be ta C ns D of F ur an
pg/l
5.6.4 Ytvatten Figuren visar medelkoncentrationerna för respektive kongen från den sista provtagningen av älvvattnet i oktober 2007. Mönstret är återigen typiskt för föroreningen på Scharins då 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF och OCDF är dominerande. Däremot är bidraget från de högklorerade dioxinerna relativt furanerna jämförelsevis lägre jämfört med jordprofilen och mönstret påminner mer om det som finns i grundvattnet. Anmärkningsvärt är att mönstret i älven stämmer väl med provtagningar som gjorts av sedimenterande partiklar och sediment i Östersjön (Sundqvist et al., 2005). Utifrån den mönsteranalys som gjordes i det arbetet konstaterade man att lokala punktkällor kan bidra till belastningen av dioxiner i Östersjön.
Figur 5-18. Medelkoncentrationer för respektive kongen från passiv provtagning i Skellefteälv (SWECO VIAK, Skellefteå kommun). Observera att de analytiska halterna återges Jämfört med ytvatten från andra ställen är bidraget från de två furanerna väsentligt större. Skillnader mellan olika provtagningsmetoder kan dock förväntas. Den säkraste jämförelsen görs mot ett referensprov uppströms Scharins. Referensprovet från den passiva provtagningen uppströms Scharins område försvann dock under provtagningen och tidigare analyser av passiva provtagare utanför Scharins har oftast resulterat i halter under detektionsgränsen. 5.6.5 Slutsatser Kongenmönstren i samtliga media från Scharins visar entydigt på en klar dominans av de högklorerade furaner som utgör markörer för dioxinföroreningen på Scharins. I ytvatten som anses opåverkat av lokala punktkällor förväntas högklorerade dioxinkongener vara dominerande eftersom dessa härrör från atmosfärisk deposition. I ytvattenprov från Scharins har man istället detekterat markant högre halter av de högklorerade furanerna, även i jämförelse med analyser från andra ytvatten. Mönstret i ytvattnet stämmer väl med mönstret i grundvattenproverna från Scharins. Men eftersom referensprovet från den passiva provtagningen uppströms Scharins industriområde försvann under provtagningen, innebär detta att det i dagsläget inte går att säkerställa om endast Scharins bidrar till de höga halterna av högklorerade furaner i älven eller om det finns ytterligare lokala källor uppströms Scharins som kan påverka.
48 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
6 Avgränsning och mängdberäkningar 6.1
Avgränsningar
Avgränsning av förorenade områden har gjorts med olika metoder. Hot spots inom sågverksområdet samt Härvelträsket har avgränsats med hjälp av stokastisk modellering (se nedan) som bygger på bearbetning av analyserade data. Övriga delområden har avgränsats med hjälp av analyser, information kring områdenas historik (se Figur 3-2) samt information från Skellefteå kommun. Nyttjandet av delar av området som brädgård framgår bl a på flygfoto från 1954 (Figur 3-3). De olika delområdenas avgränsningar är sammanställda i Figur 6-1. De beteckningar som används i figuren är S=sågverksområdet, H= Härvelträsket, Hs= Härvelträsket slamdeponi, Hsb= del av slamdeponi som ligger på brädgården, Hb=Härvelträsket brädgård, Hd= Härvelträsket deponiområde, Hdb=del av deponiområdet som ligger på brädgården, A= område med slaggsand, As= avgränsade hot spots för arsenik, D= avgränsade hot spots för dioxin, olja=avgränsade områden med oljeförorening.
Figur 6-1. Avgränsade förorenade områden inom Scharins industriområde (Skellefteå kommun). För beteckningar, se text ovan. I Figur 6-2 redovisas en höjdkarta över Härvelträsket (Skellefteå kommun, 2007). En jämförelse med beskrivningen av hur området utnyttjats visar att det låglänta centrala partiet tidigare använts som brädgård. Det tidigare deponiområdet liksom slamdeponin utgör något högre partier, där deponerade massor bitvis överlagrar brädområdet.
49 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Höjdkarta över Härvelträsket Referenssystem i höjd: RH 00, ekvidistans: 0,4 m, inmätt höjdintervall: -0,872 – 2,596 m, interpoleringsmetod : Natural Neighbour (simple)_smoothing without overshooting 1,2
0,8 2
4
2
6 1,
1,2
1,6
0,4
2,
1,6
1,6
1, 2
2 1,
1,6
8 0,
0, 4
1,2
0
-0 ,8 -0 ,4
0,4
-0 ,4
-0 ,4
0,8 0
,4 -0
0
0, 4
,4 -0 0,8
0, 4
Figur 6-2. Höjdkarta över Härvelträsket (Skellefteå kommun, 2007).
6.1.1 Stokastisk modellering av sågverksområdet och Härvelträsket För att få en uppfattning om osäkerheterna i föroreningsutbredningen har analyserade data bearbetats och utbredningen har simulerats i WinGslib. I simuleringen återges analyserade halter i provpunkterna. Mellan punkterna sker en slumpmässig fördelning av halter baserat på variationen i halter mellan provpunkter som ligger på olika avstånd från varandra. I punkter inom ett visst avstånd antas halterna vara korrelerade till varandra (s.k. korrelationslängd). På större avstånd än korrelationslängden är halterna helt slumpmässiga när man jämför två provpunkter. Baserat på totalt 100 simuleringar kan sannolikheten att överskrida det platsspecifika riktvärdet (se stycke 8.5.5) uppskattas för det modellerade området. Simuleringar har utförts för arsenik och dioxin för Härvelträsket samt sågverksområdet, se Figur 6-3. Simuleringarna redovisas utförligare i Bilaga 3.
50 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
nd
7
1 7
PEDAGOGEN
2:1
13.4
12
1
104
13.7
Flis
27
24
11
grä
25
3:24
3:18
4A,B
7189500
8
13 3
26
4
1
6
2
7
ÅNGSÅGEN
1
13.4
5
10
37
4
7
13.5
2
2
sväg
en
6
11
8
13.5
väg
3
9
en
9
4 11
12
13
7.8
5
Sa
2
7
5
4
3
at an
10
Söd
6
6
xg
ra Sch
6
4
arin
2 7
3:25
Kolb acks
33
4
6 3
FIBERN
6
18
atan
37
15
20
7
5
7
7
erg
1
4
s:1
8
5
34
5
Fib
39
6
14
6.0
4
41
4
6
1
2
6.9
8.0
7.9 16
6
4.6
6
6 14
9
2
7.1 5
7.5
SKIVAN 7
4
5
12 8
8 7
8
7189400
6
6.3
8
6.4
1
43 5
10 3
4.3
3
1:27
6
47 8 4
6.6 2
Mek
4
5.2
7189300
anv
49
ägen
4.2
51
4.2
2.9 3.6
5.1
7
3
1 0
6
5.2
4.0 5
3.9
3
4
2
6.2 50
4
2
3:22
3.9
2
3.5
3
2
2
3
2
2
3.8
3.0
1.8 2
2
2.0
1.9
2
2.3
PLÅTEN
2.4
1.9
2.3 1.8
1.6
7189200
1.9 2
1.7 1.8
1.7
SÅGVERKSOMRÅDET
1.7
ÅNGSÅGEN
1.6 1.4
1.6
1.7
1.5
1.1 1
2
1 1
HÄRVELTRÄSKET 1.3
1.3
2
1.5
7189100 1.0 1
URSVIKEN
1
7189000
RISÖN
Skellefte ä
7188900
2
1:65
0
1
URSVIKEN
1
2.9 2
7188800
3
1754200 1754300 1754400 1754500 1754600 1754700 1754800 1754900 1755000 1755100 1755200 1755300
Figur 6-3. Simulering av föroreningsutbredning har utförts för två delområden, Härvelträsket respektive Sågverksområdet. Punkterna redovisar provpunkter för arsenik på nivån 0-1 m. I Figur 6-4 och Figur 6-5 visas resultatet för utbredningen av arsenik och dioxin vid Härvelträsket. Resultaten indikerar att arsenikföroreningen vid Härvelträsket är mycket heterogent spridd i området och att korrelationslängderna är korta. Detta är en typisk situation för deponiområden. Vid Härvelträsket förväntas endast mindre delytor vara förorenade över riktvärdet för arsenik. Mellan dessa förorenade ytor är sannolikheten stor att låga halter påträffas. Denna typ av föroreningsspridning gör att följande måste beaktas vid val av saneringsåtgärd: • Om endast de mindre delytorna i Figur 6-4 åtgärdas är det troligt att andra förorenade delytor missas (där inga prover tagits). • Om de förorenade delytorna i Figur 6-4 istället avgränsas som ett större sammanhängande område måste man räkna med att en hel del jord med låga halter kommer att ingå i avgränsningen. Detta kan leda till höga kostnader. • Om efterbehandlingsåtgärden innebär bortgrävningen blir kontrollen i fält mycket viktig för att avgöra vilka massor som behöver avlägsnas. Denna situation är inte på något sätt en ovanlig situation vid förorenade områden. Arsenikförorening förekommer både inom det tidigare brädgårdsområdet och de områden som använts för deponiändamål.
51 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Figur 6-4. Områden vid Härvelträsket där den uppskattade sannolikheten att överskrida det platsspecifika riktvärdet 35 mg/kg för arsenik (se stycke 8.5.5) överstiger 0,5. Färgskalan uttrycker sannolikheten att överstiga riktvärdet. Resultaten för dioxin indikerar att föroreningen i Härvelträsket är begränsad. Liksom för arsenik har dioxin spridits heterogent. De områden där dioxin över riktvärdet förväntas sammanfaller i stort med förväntad arsenikförorening. Det dioxinförorenade området på Härvelträsket sammanfaller med det område som tidigare utnyttjats som brädgård (se Figur 3-2). Dioxinförorening antas härröra från denna tid.
Figur 6-5. Områden vid Härvelträsket där den uppskattade sannolikheten att överskrida det platsspecifika riktvärdet 150 ng WHO-TEQ/kg (se stycke 8.5.5) för dioxin överstiger 0,5. Färgskalan uttrycker sannolikheten att överstiga riktvärdet. Resultatet för sågverksområdet redovisas i Figur 6-6 - Figur 6-7.
52 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Figur 6-6. Områden vid Sågverksområdet där den uppskattade sannolikheten att överskrida det platsspecifika riktvärdet 35 mg/kg för arsenik (se stycke 8.5.5) överstiger 0,5. Färgskalan uttrycker sannolikheten att överstiga riktvärdet.
Figur 6-7. Områden vid Sågverksområdet där den uppskattade sannolikheten att överskrida det platsspecifika riktvärdet 150 ng WHO-TEQ/kg (se stycke 8.5.5) för dioxin överstiger 0,5. Färgskalan uttrycker sannolikheten att överstiga riktvärdet. Resultaten indikerar att arsenikföroreningen vid sågverket är begränsad. Endast lokalt förväntas sammanhängande halter över riktvärdet för arsenik. Detta innebär att endast 2-3 mindre delområden förväntas innehålla föroreningshalter som kan göra det befogat med en avgränsning och sanering av arsenikföroreningen. För dioxin är utbredningen begränsad till ett tydligt, centralt område.
53 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
6.1.2 Avgränsning av hot spots Storleken på den avgränsade föroreningsytan beror på vilken sannolikhet som väljs för avgränsningen, dvs. vilken ambitionsnivå man önskar. Vid hög ambitionsnivå väljer man en låg sannolikhet, dvs. man accepterar att även ”ren” jord kan komma att avgränsas. Motsatsen är att välja en hög sannolikhet, vilket indikerar att man i högre grad försöker begränsa avgränsningen av ”rena” massor. En rimlig ambitionsnivå, som med stor sannolikhet leder till att föroreningen avlägsnas men utan att för den skull inkludera alltför mycket ”rena” massor, är att välja en sannolikhet (p) på 0,5 som gräns. Det innebär att man maximerar det område som kan betraktas som sannolikt förorenat. Uppskattade areor för avgränsningarna samt delområdenas totala yta anges i Tabell 6-1. Avgränsningen har gjorts vid p> 0,5 (se bilaga 9). Områdenas utbredning är redovisade i Figur 6-1. Tabell 6-1 Arealer för avgränsade förorenade områden (p>0,5) samt delområdenas totala area och uppskattat djup för föroreningsutbredning (exkl. slaggsand). Sågverket
Härvelträsket
As Dioxin As Dioxin 1 400* 5 900 8 200* 21 900 Avgränsad area (m2), ca Delområdets totala area (m2), 37 400 37 400 132 800 132 800 ca Föroreningsdjup (m) 2 2 1,5 1,5 Areal som sammanfaller (m2) 200 3800 för bägge föroreningarna, ca * om man tillåter att rena massor som innehåller enstaka punkter med halter över riktvärdet avgränsas som förorenade, ökar denna area.
Avgränsningarna av dioxin har jämförts mot de uppmätta halterna i marken. I stort täcker avgränsningen de områden där förhöjda halter dioxin har mätts upp. Undantaget för det ytliga skiktet (0-1 m djup) är provpunkterna T15 norr om sedimentationsbassängen, AJ5 i norra delen av Härvelträsket samt BB26 i det sydöstra hörnet. För skiktet under 1 m finns dioxin utanför avgränsningen vid T13, X9 samt X11. Dessa punkter finns i anslutning till slamdeponin i västra delen av Härvelträsket. Inom det avgränsade området finns en punkt där dioxin påträffats i mycket höga halter (995 ng/kg TS) ned till 1.6 m djup (punkt AL24, nära älvstranden). För arsenik är avgränsningen mer komplex då punkter med höga och låga halter kan förekomma nära varandra. De områden som avgränsats genom simuleringen är att betrakta som förorenade, men detta utesluter inte att det förekommer punkter utanför avgränsningen där halter över riktvärdet finns. Om även dessa områden ska avgränsas riskerar man att få med en stor andel massor som egentligen är rena, vilket påverkar kostnaderna för att sanera området (se ovan). Vid sågverket utgör de avgränsade områden för både dioxin och arsenik relativt väl sammanhängande områden. Endast det norra området med arsenik överlappar hotspot för dioxin. Det överlappande området med både arsenik- och dioxinförorening bedöms uppgå till ca 200 m2. De analyser som utförts hittills visar att föroreningarna kan förekomma ned till ca 2 m djup. Ställvis kan arsenik förekomma något djupare.
54 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
En stor andel av arsenikföroreningen vid Härvelträsket sammanfaller sannolikt med dioxin på området. Det överlappande området med både arsenik- och dioxinförorening uppskattas till ca 3 800 m2. 6.1.3 Avgränsning av deponiområden Arsenik inom deponiområdena (Figur 6-1) härrör främst från de massor som har deponerats. Deponeringsdjupen varierar enligt Figur 6-2. Inom delar av områdena är mäktigheten för de deponerade massorna upp mot 3 m, vilket innebär att höga halter kan förekomma upp till 3 m under dagens markyta. Den genomsnittliga mäktigheten har skattas till ca 1,6 m för båda deponiområdena. Förekomsten av arsenik över riktvärdena är sannolikt kopplad till utbredningen av deponerade massor, och föroreningen antas förekomma relativt homogent fördelat inom deponiområdena. Främst har höga halter detekterats inom det som benämns deponiområdet, där enskilda hot spots med arsenik har avgränsats (Figur 6-1).Antalet analyser som beskriver förekomsten av arsenik i den naturliga marken under deponiområdena är begränsat. I delar utanför deponiområdena har dock inga halter som överskrider riktvärdet för äventyr/sport/rekreation (35 mg/kg TS, se 8.5) detekterats under 0, 5 m från den ursprungliga markytan. Dioxin förekommer endast sporadiskt i förhöjda halter inom deponiområdena. På det stora deponiområdet finns ett begränsat antal analyser då det inte förväntats att de massor som deponerats härrör från dioxin-relaterad verksamhet (uppift från Skellefteå kommun). Halterna på slamdeponin underskrider det ytliga riktvärdet för äventyr/sport/rekreation (150 ng WHOTEQ/kg TS, se 8.5). I den södra delen av slamdeponin, vid gränsen till sedimentationsbassängerna förekommer dock ett par punkter där riktvärdet överskrids (se Figur 5-8). 6.1.4 Avgränsning av A-område A-området som avgränsats är påverkat av slaggsand som innehåller mycket höga halter arsenik, men även andra tungmetaller förekommer i höga halter (Fel! Hittar inte referenskälla.). Det rödmarkerade området i figuren visar området där mer eller mindre ren slaggsand förekommer. Denna yta uppgår grovt räknat till 4 100 m2. Fyllnadsdjupet varierar vanligtvis mellan 0,1-0,8 m i detta område. I det rektangulära mot landsvägen utskjutande området i norra delen förekommer slaggsand omblandat ner till 2 m djup. Denna del (som inte hör samman med väg- och huskonstruktioner, se Figur 6-1) sammanfaller med en ledningsgrav som grävts om vid ett flertal tillfällen och därmed lett till omblandning av material. 6.1.5 Övriga föroreningar Övriga tungmetaller som förekommer i höga halter på området sammanfaller till största delen med arsenikföroreningen. Undantaget är för Härvelträsket västra del, i närheten av slamdeponin, där både Cu och Zn kan förekomma trots att arsenikhalterna är låga. Höga halter PCB och PAH har också identifierats i BB24 respektive AV11 inom Härvelträsket. Föroreningarna är dock inte möjliga att avgränsa då provtagning och analys av dessa endast gjorts som stickprov.
55 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
6.2
Mängder sågverksområdet
För det område som benämns sågverksområdet i denna rapport, har detaljberäkningar av volmer och mängder utförts på två delområden; avgränsade hot spots samt utanför hot spots (se Figur 6-1). Nedan redovisas uppskattade mängder för respektive delområde. För sågverksområdet har två olika densiteter på massorna använts, 1,1 ton/m3 för dioxinavgränsad hot spot då massorna här innehåller höga halter organiskt material. För resterande del av området har 1,5 ton/m3 använts då materialet i huvudsak består av mineraljord. 6.2.1 Hot spots Mängd- och volymuppskattningar för avgränsade hot spots på sågverksområdet är sammanställda i Tabell 6-2. Den totala mängden förorenad jord som har avgränsats inom sågverksområdet uppgår till 12 900 ton för dioxin och 4 100 ton för arsenik . Av de arsenikförorenade massorna bedöms endast en mindre del sammanfalla med dioxinförorening. Beräkningen har gjorts för 2 m djup. Volymen för de avgränsade massorna uppgår till ca 2 700 m3 för arsenik och 11 800 m3 för dioxin. De totala mängderna arsenik och dioxin som avgränsats på sågverksområdet har beräknats till 270-880 kg respektive 6-56 g. Totalmängderna har beräknats inklusive ett konfidensintervall (95 %) för de analyser som finns inom avgränsningarna. I beräkningen har ett extremt maxvärde för dioxin uteslutits (2 000 000 ng TEQ/kg TS). Denna bedömdes inte som representativ för halterna i området utifrån sannolikhetsdiagrammet, men hade en stor inverkan på medelkoncentrationen. Tabell 6-2 Uppskattade mängder arsenik och dioxin på avgränsad del av sågverksområdet ned till 2 m djup. Föroreningsmängderna har beräknats inklusive ett 95% konfidensintervall för medelkoncentrationer (framtagen genom bootstrapping) och en jorddensitet på 1,5 ton/m3 för det arsenikavgränsade området och en densitet på 1,1 ton/m3för det dioxinavgränsade området. Avgränsad yta (m2) Volym förorenad jord (m3) Mängd förorenad jord (ton) Avgränsad mängd förorening (kg resp. g WHO-TEQ) inom 95% konfidensintervall
As
Dioxin
1 400 2 700 4 100
5 900 11 800 12 900
270-880
6-56
För att underlätta värderingen av åtgärder som utförs på olika djup, redovisas en mer detaljerad mängdberäkning för varje halvmeterskikt av hot spot i Tabell 6-3. Förutom den uppskattade mängden föroreningar anges även antalet analyser som ligger till grund för beräkningarna samt min-, max- och medelkoncentrationen i skiktet. Observera att extremvärdet på 2 000 000 ng TEQ/kg TS uteslutits. Den uppskattade föroreningsmängden som redovisas i tabellen är en punktskattning baserad på medelkoncentrationen för varje skikt. Eftersom ett fåtal analyser med stor spridning representerar medelkoncentrationen för dioxin i framförallt 0,5-1 m och 1-1,5 m i Tabell 6-3, är mängderna i dessa skikt mer osäkra.
56 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 6-3. Mängduppskattning för varje halvmetersskikt inom sågverksområdets hot spot samt omfattning av analysunderlag, min-, max- och medelkoncentrationer för dessa skikt. Djup (m u my)
Mängd förorening (g WHO-TEQ resp. kg)
Antal analyser
Dioxin
As
Dioxin
As
0-0,5
4
350
15
18
0,5-1
5
80
6
24
1-1,5
16
90
11
10
1,5-2
5
20
13
5
Min-maxhalt (ng WHO-TEQ/kg TS samt mg/kg TS) Dioxin As 12186 590 1 380 128-329 3 970 124-404 34 000 14-51 12 100
Medelhalt (ng WHO-TEQ/kg TS samt mg/kg TS) Dioxin As 1228
340
1548
81
5032
86
1526
20
Summa 30 540 45* 57 (0-2 m) * det totala antalet analyser inom området uppgår till 34 stycken, men de analyser som representar hela meterskikt (t.e.x 1-2 m djup) ingår i beräkningen av båda halvmeterskikten, vilket innebär att några analyser förekommer två gånger i tabellen.
6.2.2 Utanför hot spots Då föroreningar finns inom sågverksområdet som faller utanför de hot spots som har avgränsats för dioxin och arsenik, har volymer och mängder beräknats även för detta område. Föroreningshalter utanför hot spots men inom sågverksområdet är sannolikt högre än för området i övrigt (dvs det som betraktas som hela Scharins industriområde). Mängderna har därför beräknats från analyser som faller utanför avgränsade hot spots (dioxin samt arsenik) men inom sågverksområdet. Då analysdata under 0,5 djup är begränsat (framförallt för dioxin) har beräkningarna endast utförts för 0-0,5 m djup. För arsenik är tillgången på data bättre. Den beräknade medelkoncentrationen arsenik för olika djup för området utanför hot spots har en liten variation (17-25 mg/kg TS). Detta innebär att mängderna för 0-0,5 m djup i tabellen även kan representera djupare halvmeterskikt om så önskas. I beräkningarna har jorddensiteten 1,5 ton/m3 använts då innehållet av organiskt material är mindre jämfört med hot spot. Tabell 6-4. Uppskattade volymer och mängder på sågverksområdet utanför avgränsade hot spots, 0-0,5 djup. Beräknat för jorddensitet1,5 ton/m3. 2
Uppskattad yta (m ) Volym massor (m3) Mängd massor (ton) Mängd dioxin (g WHO-TEQ) Mängd arsenik (kg)
6.3
Utanför avgränsade hot spots 30 100 15 000 22 500 1,8 570
Mängder Härvelträsket
För det område som benämns Härvelträsket i denna rapport har detaljberäkningar av volymer och mängder utförts för fyra delområden; inom avgränsade hot spots, slamdeponin, deponiområdet samt brädgården (se Figur 6-1). Beräkningarna för slamdeponin och deponiområdet avser endast volymer och mängder i massor som är deponerade ovanpå den 57 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
ursprungliga markytan. För brädgårdsområdet har ytor som faller inom slamdeponin och deponiområdet inkluderats, men beräkningen avser då volymer och mängder till 0,5 m under den ursprungliga markytan. 6.3.1 Hot spots Mängd- och volymberäkningar för Härvelträsket är sammanställda i Tabell 6-5. Den totala volymen förorenad jord som avgränsats vid Härvelträsket uppgår till ca 12 200 m3 för arsenik och ca 33 000 m3 för dioxin. Mängderna förorenad jord uppgår till ca 18 300 ton för arsenik och ca 49 200 ton för dioxin. Beräkningarna är gjorda för en jorddensitet 1,5 ton/m3. Delar av arsenikföroreningen faller dock inom någon av deponierna där den höga andelen organiskt material i massorna gör att densiteten kan vara lägre än den som använts i beräkningen. Dioxinföroreningen faller dock enbart inom brädgårdsområdet som bitvis kan innehålla höga halter organiskt material, men där 1,5 ton/m3 har ändå ansetts som representativt. Totalmängderna har beräknats med ett konfidensintervall (95 %). Inom avgränsningen ned till 1,5 m djup bedöms arsenikmängden uppgå till ca 1 300-2 500 kg. För dioxin uppskattas den avgränsade mängden till 18-71 g. Eftersom få prover analyserats under 1 m djup inom Härvelträsket innehåller skattningarna osäkerheter. Tabell 6-5. Uppskattade mängder arsenik och dioxin vid avgränsade delar av Härvelträsket ned till 1,5 m djup. Föroreningsmängderna har beräknats inklusive ett 95% konfidensintervall för medelkoncentrationer (framtagen genom bootstrapping) och en jorddensitet på 1,5 ton/m3. Uppskattad ytarea (m2) Volym förorenad jord (m3) Mängd förorenad jord (ton) Avgränsad mängd förorening (kg resp g WHO-TEQ) inom 95% konfidensintervall
As
Dioxin
8 200 12 200 18 300
21 900 33 000 49 200
1 300-2 500
18-71
En mer detaljerad mängdberäkning för varje halvmeterskikt av hot spot redovisas i Tabell 6-6. Förutom den uppskattade mängden föroreningar anges även antalet analyser som ligger till grund för beräkningarna samt min-, max- och medelkoncentrationen i skiktet. Den uppskattade föroreningsmängden som redovisas i tabellen är en punkskattning baserad på medelkoncentrationen för varje skikt.
58 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 6-6 Mängduppskattning för varje halvmetersskikt inom Härvelträskets hot spot samt omfattning av analysunderlag, min-, max- och medelkoncentrationer för dessa skikt. Djup (m u my)
0-0,5
Mängd förorening (g WHO-TEQ resp. kg) Dioxin As 21
800
Antal analyser
Dioxin
As
49
46
Min-maxhalt (ng WHO-TEQ/kg TS samt mg/kg TS) Dioxin As 2625-960 27 100 1-3020 7-310 2-995 6-120
Medelhalt (ng WHOTEQ/kg TS samt mg/kg TS) Dioxin As 1300
0,5-1 5 571 11 7 301 1-1,5 4 300 5 6 211 Summa 30 1 671 64* 59 (0-1,5 m) * det totala antalet analyser inom området uppgår till 60 stycken, men de analyser som representar hela meterskikt (t.e.x 1-2 m djup) ingår i beräkningen av båda halvmeterskikten, vilket innebär att några analyser förekommer två gånger i tabellen.
Mängduppskattningarna i Tabell 6-6 inkluderar analysvärden för AL24, där markant förhöjda dioxinhalter har detekterats i förhållande till omgivande punkter. Här har två prov tagits på två olika djup, 0-0,5 m samt 0,5-1,6 m. Dessa prov innehöll 27 100 samt 1915 ng WHO-TEQ/kg TS, vilket är de högsta halterna på området. Analyser på närliggande prover har visat att den kraftiga föroreningen tycks vara begränsad. Detta innebär att mängderna i tabellen kan vara överskattade då analyserna i AL24 ej behöver vara representativa för ett större område. Genom att inkludera dem i beräkningen tas dock hänsyn till att få prover är tagna på djupet och det går inte att utsluta att det förekommer områden med förhöjda halter som ligger mellan nuvarande provtagninspunkter. 6.3.2 Slamdeponi Området norr om sedimentationsbassängen användes under en period för att deponera slamrester från verksamheten. Detta område benämns slamdeponin. Den totala volymen massor som bedöms vara deponerade är ca 11 300 m3 (Tabell 6-7). Skattningen har gjorts från ytans area och en grov skattning av de deponerade massornas mäktighet (genomsnitt ca 1,6 m) enligt Figur 6-2. Mängden massor bedöms till ca 12 400 ton. En lägre densitet (1,1 ton/m3) har använts då massorna innehåller en stor andel organiskt material. Mängden föroreningar i de deponerade massorna har beräknats från medelhalten av de analyser som ligger inom slamdeponins två delar. Ett grundantagande vid detta förfarande är att deponerade massor är omblandade och de representeras av en medelhalt för alla provtagningsdjup i massorna. Totalt beräknas ca 0,7 g dioxin och 200 kg arsenik finns i slamdeponin. Tabell 6-7. Uppskattade volymer och mängder på slamdeponin beräknat för en genomsnittlig mäktighet på 1,6 m ovan den ursprungliga markytan. Beräknat med en densitet på 1,1 ton/m3 som använts för att ta hänsyn till den höga halten organiskt material i massorna. 2
Uppskattad yta (m ) Volym massor (m3) Mängd massor (ton) Mängd dioxin (g WHO-TEQ) Mängd arsenik (kg)
Slamdeponi 9 120 11 300 12 400 0,7 200
59 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
131 93 49
6.3.3 Deponiområde Från mitten av 50-talet fram till 70-talet användes den östra delen av Härvelträsket för att deponera det avfall som uppkom vid verksamheten. Detta område benämns som deponiområdet. Den totala volymen massor som bedöms vara deponerade på denna del uppgår till ca 57 900 m3 (Tabell 6-8). Skattningen har gjorts från ytans area och en grov skattning av de deponerade massornas mäktighet (genomsnitt ca 1,6 m) enligt Figur 6-2. Mängden massor har beräknats till ca 63 600 ton. En lägre densitet (1,1 ton/m3) har använts då massorna innehåller en stor andel organiskt material. Mängden föroreningar i de deponerade massorna har beräknats från medelhalten av de analyser som ligger inom deponins två delar. Ett grundantagande vid detta förfarande är att deponerade massor är omblandade och de representeras med en medelhalt för alla provtagningsdjup i massorna. Totalt beräknas ca 0,5 g dioxin och 6 600 kg arsenik finns i massorna. Tabell 6-8. Uppskattade volymer och mängder på deponiområdet beräknat för en genomsnittlig mäktighet på 1,6 m ovan den ursprungliga markytan. Beräknat med en densitet på 1,1 ton/m3 som använts för att ta hänsyn till den höga halten organiskt material i massorna. 2
Uppskattad yta (m ) Volym massor (m3) Mängd massor (ton) Mängd dioxin (g WHO-TEQ) Mängd arsenik (kg)
Deponiområdet 37 960 57 900 63 600 0,5 6 600
6.3.4 Brädgården Större delen av de centrala delarna av Härvelträsket har tidigare använts som upplagsplats. Detta område benäms som brädgården. Det avgränsade området för hot spots med dioxin inom Härvelträsket faller inom detta område. Till viss del ligger även avgränsade hot spots för arsenik inom brädgården. Volymer och mängder för 0-0,5 m djup på brädgårdsområdet är redovisade i Tabell 6-9. Endast de områden som ligger utanför avgränsade hot spots har tagits i beaktande i tabellen. Beräkningarna har därför utgått från medelkoncentrationen för de analyser som ligger utanför hot spots men inom brädgårdens avgränsning. Uppskattningsvis innehåller den översta halvmetern ca 1 g dioxin och 1 400 kg arsenik. För det totala föroreningsinnehållet inom området måste mängderna i hot spots adderas till summan i tabellen. Föroreningsmängden har ej skattats för djupare skikt då provtagningen varit riktad mot förorenade områden och antalet analyser under 0,5 m är begränsad. Tabell 6-9 Uppskattade volymer och mängder på brädgårdsområdet, 0-0,5 m under den ursprungliga markytan. Beräkningarna inkluderar ej volymer och mängder inom hot spots och utgår från en jorddensitet på 1,5 ton/m3. 2
Uppskattad yta (m ) Volym massor (m3) Mängd massor (ton) Mängd dioxin (g WHO-TEQ) Mängd arsenik (kg)
Brädgården, 0-0,5 m djup 39 060 21 700 32 600 1 1 400
60 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
6.4
Mängder A-området
6.4.1 Område med slaggsand Den avgränsade ytan som är påverkad av slaggsand är uppskattad till 4 100 m2. Ren slaggsand finns i sammanhållet skikt som variera i tjocklek mellan 0,1-0,8 m men kan förekomma ned till 1 m djup. En genomsnittligt mäktighet på skiktet har bedömts till ca 0,6 m. Det är rimligt att anta att en viss omblandning skett i jorden närmast slaggsanden, dvs att det existerar ett skikt (i medeltal 0,2 m mäktigt) med slaggsandsblandad mineraljord under och viss mån över den rena slaggsanden. För ca 20 % av det avgränsade området (dvs 820 m2) förekommer höga arsenikhalter i ett omblandat skikt ner till ca 2 m djup. Beräknat på en mäktighet om 0,6 m uppgår mängden ren slaggsand till ca 4 400 ton (densitet 1,8 ton/m3) och mängden slaggsandblandad mineraljord till 2 700 ton (densitet 1,5 ton/m3). Medelhalten arsenik i slaggsanden är 2250 mg/kg TS. I angränsande och omblandade skikt är halten väldigt varierande (7-300 mg/kg TS). För att beräkna mängden arsenik i detta skikt har medelvärdet 63 mg/kg TS använts. Den totala mängden arsenik inom A-området uppgår till ca 10 100 kg, varav 9 900 kg kommer från ren slaggsand (Tabell 6-10). Sanden innehåller också höga halter av andra tungmetaller men här redovisas bara beräkningar för arsenik. Exempel på medelvärden för andra metaller är Pb = 8 222 mg/kg TS och Zn = 32 700 mg/kg TS. Tabell 6-10 Uppskattade volymer och mängder inom A-områdets avgränsning. För slagsand har densiteten 1,8 ton/m3använts och för mineraljorden har 1,5 ton/m3. Uppskattad yta (m2) Volym massor (m3) Mängd massor (ton) Mängd arsenik i slaggsand (kg) I slaggsandsblandad jord (kg)
A-området 4 100 4 264 7 100 9 900 200
6.4.2 Utanför område med slaggsand Föroreningshalter utanför det avgränsade slaggsandområdet men inom A-området kan vara högre jämfört med andra delar av Scharins industriområde som betraktas som ej förorenade. En uppskattning av mängderna inom detta delområde har därför gjorts från de analyser som faller utanför slaggsandsområdet men inom A-området. Medelkoncentrationen arsenik för 0-1 m för detta delområde är 21 mg/kg (n=16) TS med en variation på 8-58 mg/kg TS. Halten utanför slaggsandsavgränsningen är alltså jämförbar med bakgrundshalten. Beräknade mängder presenteras i tabell 6.11. I beräkningarna har jorddensiteten 1,5 ton/m3 använts. Tabell 6-11. Uppskattade volymer och mängder på A-området utanför slaggsandavgränsningen beräknat för djupet 0 -0,5 m. Beräknat med en densitet på 1,5 ton/m3.
Uppskattad yta (m2) Volym massor (m3) Mängd massor (ton) Mängd arsenik (kg)
A-området utanför slaggsandavgränsning 14 600 7 300 10 950 230
61 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
6.5
Föroreningsmängder utanför specifika delområden
Uppskattade volymer och mängder för de områden som ligger inom det som betecknas som Scharins industriområde men som faller utanför tidigare nämnda förorenade områden redovisas i Tabell 6-12. För arsenik redovisas mängder för 0-0,5 m djup. För dioxin redovisas två olika mängdskattningar. Den ena är en mängduppskattning baserad på analyser som faller utanför tidigare nämnda förorenade områden och där halterna kan anses representera bakgrundshalter. Tre analyser har uteslutits då halterna inte kan anses vara representativa som bakgrundshalter (34-75 ng WHO-TEQ/kg TS i 10.0 SK35, PG 2.1-W14 och BH 2.1-SW38, två av dessa ligger i anslutning till sågverksområdet och det tredje vid järnvägsbanken norr om sågverksområdet). Om dessa inkluderas i beräkningarna riskerar mängden dioxin överskattas då ämnet normalt förekommer i mycket låga halter utanför punktkällor. Övriga analyser utanför avgränsningarna tyder inte på att hela Scharins industriområde är påverkat av dioxinföroreningen (medel 2 ng WHO-TEQ/kg TS, n=9). Dioxinmängden har beräknats för ett mindre skikt än 0,5 m då dioxin normalt påträffas i översta skiktet som en följd av atmosfärisk deposition. Den andra beräkningen redovisar förväntat tillskott från atmosfärisk deposition (IVL, 2006) över hela Scharins industriområde för en 100-års period. Utanför de förorenade områdena innehåller marken uppskattningsvis 0,07 g dioxin och 2 700 kg arsenik. Tillskottet från den förväntade atmosfäriska depositionen de kommande 100 åren uppgår till ca 30 µg WHO-TEQ. Medelkoncentrationen för de arsenikanalyser som ligger till grund för beräkningen motsvarar de halter som mätts upp av SGU. Tabell 6-12. Uppskattade volymer och mängder på Scharins industriområde som faller utanför tidigare nämnda förorenade områden, 0-0,5 djup för arsenik, 0-0,1 m djup för dioxin samt atmosfärisk deposition över hela Scharins industriområde under kommande 100 år. Volym massor (m3) Mängd massor (ton) Mängd dioxin 0-0,1 m (g WHO-TEQ) Nedfall dioxin (g WHO-TEQ) Mängd arsenik 0-0,5 m (kg)
6.6
Utanför förorenade områden 90 900 136 400 0,07 3x10-5 2 700
Övriga föroreningar
Volymen oljeförorenade massor i anslutning till oljecisternerna har i tidigare utredningar (Kemakta, 2005) uppskattats till 1 200 m3 eller 2 000 ton. I anslutning till boardfabrikens södra sida finns 15 m3 (25 ton) massor som är förorenade med tallolja innehållande PAH (Kemakta, 2005).
6.7
Sammanställning av uppskattade mängder
Föroreningsmängderna som har uppskattats för olika delområden inom Scharins i tidigare stycken är sammanställda i Tabell 6-13 och Tabell 6-14 för att underlätta jämförelser mellan 62 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
olika områden. Djupen i tabellerna anger på vilken nivå beräkningarna har utförts. För en mer detaljerad redogörelse hänvisas till stycke 6.2-6.5. Inom avgränsade hot spots på Sågverksområdet och Härvelträskområdet finns uppskattningsvis 10 % av industriområdets totala arsenikmängd. Ca 29 % av den totala arsenikmängden beräknas finnas i deponerade massor på Härvelträskets deponiområde medan ca 42 % härrör från slaggsanden inom A-området. Tabell 6-13 Sammanställning av uppskattade mängder arsenik (kg) på olika delområden av Scharins industriområde. Djup
Deponerat ovan urspr. markyta 0-0,5 m 0-1,5 m 0-2 m Summa
Sågverksområdet Hot spot Utanför hot spot
Hot spot
Härvelträsket SlamDeponideponi område
200
Brädgård
A-området Slaggsand
Scharins Utanför avgränsad e områden
6 800
6 600
570
1 400
10 100*
2 900
1 670 540
* uppskattning för ren inkluderar olika djup, se stycke 6.4
Inom avgränsade hot spots för dioxin återfinns ca 95 % av områdets totala dioxinmängd. De deponerade massorna på Härvelträsket bidrar med endast 1,5 % av den totala föroreningsmängden på området. Tabell 6-14. Sammanställning av uppskattade mängder dioxin (g) på olika delområden av Scharins industriområde. Djup
Deponerat ovan urspr. markyta 0-0,5 m 0-1,5 m 0-2 m Summa
Sågverksområdet Hot spot Utanför hot spot
Hot spot
Härvelträsket SlamDeponideponi område
0,7 1,8
Brädgård
30
* beräkningen utförd på 0-0,1 m djup, se stycke 6.5
63 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Scharins Utanför avgränsad e områden
Scharins Summa
1,2
0,5 1
30
Scharins Summa
0,07*
2,9 30 30 64,1
14 970 1 670 540 23980
7 Spridningsförhållanden 7.1
Transport- och spridningsvägar
Spridning av föroreningar kan ske genom transport av lösta ämnen eller partiklar i yt- och grundvatten, erosion av strandnära områden, genom damning/vinderosion, eller genom förångning. Föroreningar kan spridas till luften antingen som ånga eller via partiklar som resuspenderas från markytan. Förångning är inte aktuellt för arsenik och inte i någon betydande grad för dioxin och inte i någon högre grad för övriga föroreningar som påträffats på Scharinsområdet. För ytligt belägna föroreningar med hög fastläggning till partiklar och organiskt material är hudkontakt eller intag av damm en väsentlig spridningsväg. Detta gäller både dioxin och arsenik. Detta har beaktats vid ansättning av platsspecifika riktvärden.
7.2
Lakbarhet av styrande parametrar
Lakbarheten hos arsenik och dioxin (styrande parametrar) sammanfattas i avsnitten nedan. En utförlig beskrivning redovisas i Bilaga 5. 7.2.1 Arsenik I en översiktsartikel (Smedley och Kinniburgh, 2002) beskrivs uppträdande av arsenik i naturliga vatten. De beskriver fyra olika fall av förekomst av höga arsenikhalter i vatten. Förutom gruvavfallsområden och geotermiska områden beskriver de två andra fall då höga arsenikhalter kan tänkas vara förekommande; A under reducerande förhållanden, samt B under oxiderande förhållanden med högt pH (>8). Under reducerande förhållanden är järnhalterna och manganhalterna höga, alkaliniteten är hög (> 500 mg/L) och halten av organiskt kol kan vara hög. Under oxiderande förhållanden kan även andra joner med negativ laddning förekomma (t.ex. uran, bor, molybden, selen). Det finns i litteraturen flera behandlingsmetoder som beskriver hur man tar bort arsenik i grundvatten eller dricksvatten, bl.a. har Socialstyrelsen, (2006) beskrivit metoder. Många av dessa metoder bygger på någon form av oxidation så att arseniken kan adsorberas till bildade järn- och manganytor eller järnoxidbelagd sand. Erfarenheter även internationellt har visat att oxidytor är en bra adsorbent för arsenik troligen i första hand när arsenik finns i sin femvärda form. Det innebär i sin tur att lakförsök utförda på torkade prover eller på ytliga prover ovanför vattenytan riskerar att underskatta arsenikutlakningen. På Scharinsområdet är förekomsten av arsenik troligen kopplad till fallet då reducerande förhållanden råder, eftersom pH-värdet sällan överstiger 8. För att undersöka samband mellan arsenik och redoxnivåer har korrelationer utförts. Bra indikatorer på låg redoxpotential är halterna av löst järn och/eller mangan, eftersom dessa i hög grad fälls ut som hydroxider när syre förekommer i vattnet. Korrelationer har därför gjorts mellan dessa ämnen och arsenik.
64 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Korrelation Fe-A s 100
As µg/L
80 60 R2 = 0,494
40
A s µg/l
20 0 -20 0
50
100
150
200
Fe m g/L
Figur 7-1 Korrelation mellan järn och arsenik för grundvattenprover tagna av Skellefteå kommun 2007 (n=33)
Korrelation Mn-A s 100
As µg/L
80 60 A s µg/l
40 R2 = 0,1525
20 0 0
2000
4000
6000
8000
M n µg/L
Figur 7-2 Korrelation mellan mangan och arsenik för grundvattenprover tagna av Skellefteå kommun 2007 (n=33). Figurerna visar att det finns en korrelation mellan uppmätta halter av arsenik och de redoxkänsliga ämnena järn och mangan. Eftersom höga järn- och manganhalter i filtrerade vatten är ett tecken på att redox är lågt och att syre endast finns i låga halter är detta en indikation på att en sänkning av redoxförhållandena kan öka arsenikens rörlighet i vatten. Laktester på flera prover utfördes av Tyréns (2003a) och SWECO (2007). Försöken visade enligt Tyréns ”entydigt på att urlakningen från området är liten”. Geo Innovas bedömning är att variationen av resultaten från lakningarna är hög. Det är därför svårt att dra några bestämda slutsatser från resultaten. Det finns också vissa förbehåll mot den metodik som användes då lakning utfördes i Tyrénsfallet. Metodiken, prEN 12457-3 numera SS-EN 124573, innebär att proverna torkades före lakningen vilket medför att en oxiderad järn- eller manganfas kan ha uppstått i proverna. Järn och mangan i form av oxider eller hydroxider fungerar som nämnts ovan som en stark adsorbent för arsenik. Vid SWECOs undersökning finns ingen beskrivning av om lakningen utförts på naturfuktigt material eller torkat material. Allmänt kan sägas att vid SWECOs undersökning var utlakningen lägst vid de ytliga proverna. Detta stämmer överens med en låg utlakning av arsenik vid luftade förhållanden (hög redoxpotential).
65 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Sammanfattningsvis är nuvarande geokemiska förhållanden sådana att de gynnar transporten av arsenik. Halterna av järn och mangan är höga eller mycket höga i de provtagna grundvattenrören. Resultaten av lakförsök och utvärderingen av kemiska parametrar tyder på att en ytterligare sänkning av redoxförhållanden minskar mängden adsorberad arsenik och/eller att redan adsorberad arsenik kan desorberas när oxider av järn och mangan löses upp. Förändrade redoxförhållanden uppkommer som en följd av varierande grundvattennivåer, vilket bör påverka förloppet av transporterad arsenik. Eftersom upplösning och desorption är tidsberoende är det svårt att avgöra i hur hög grad utlakningen påverkas av långsamma respektive snabba förändringar av grundvattennivåerna. De åtgärder som kan påverka transporten av arsenik är åtgärder som medför förändringar av redoxnivåer i det strömmande vattnet. Eftersom utlakningen av arsenik påverkas kraftigt av rådande redoxförhållanden vid provtagningen och efter provbehandling har valet av Kd-värde som styr de platsspecifika riktvärdena valts med viss försiktighet. Det lägsta uppnådda Kd- värdet av de totalt åtta lakförsök som utförts har därmed valts vid ansättning av platsspecifika riktvärden. 7.2.2 Dioxin Dioxiner och furaner i vattnet är i mycket lägre grad än arsenik beroende på kemiska förändringar i marken. Transporten av dioxin sker i stor omfattning med hjälp av partiklar vars transporthastighet är beroende av grundvattnets hastighet. Möjligen kan furaner finnas i vattenlösning till någon del. Erfarenheter från EKA-projektet i Bengtsfors har visat att halten av organiskt kol i vatten är korrelerad med halten dioxin i vattnet. Troligen är dioxiner och furaner i låg utsträckning bundna till lösta organiska ämnen. Det innebär att korrelationen förmodligen är en effekt av att vattnet samtidigt innehåller partiklar eller kolloider som förmedlar transporten. Nedan beskrivs korrelationen mellan dioxiner och TOC i vatten.
Korrelation TOC-dioxin
dioxiner ng/L
0,015 0,01
sum WHO-PCDD/FTEQ ng/l
R2 = 0,2808
0,005 0 0
50
100
TOC m g/L
Figur 7-3 Korrelation mellan TOC och arsenik för grundvattenprover tagna av Skellefteå kommun 2007 (n=32). Det finns också mycket svaga positiva korrelationer mellan järn och dioxin och mangan och dioxin. Detta kan emellertid bero på att halten TOC har ett positivt samband med järn och manganhalt och beror troligen inte på att järn-, eller manganhalterna styr dioxinhalten.
66 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
För dioxin är bedömningen att den mängd organiskt material med varierande grad av nedbrytning också gynnar transporten av dioxiner. De åtgärder som kan påverka transporten av dioxin är förändring av vattenhastighet, och förändring av organisk halt i grundvattnet. Den senare parametern påverkar dioxin indirekt genom de organiska partiklar som transporteras samtidigt.
7.3
Uppskattad föroreningsspridning
Uppskattningar av flöde har dels gjorts med hjälp av beräkningar av vattenbalansen och dels med hjälp av faktiska mätningar av den hydrauliska konduktiviteten. Vid beräkningar av spridning av föroreningar, nedan, är det dessa uppmätta värden som använts. De högre flödena i spridningsberäkningarna är de som bäst överensstämmer med flödesuppskattningen med hjälp av vattenbalansen. 7.3.1 Föroreningsspridning via grundvatten Sågverket Den hydrauliska konduktiviteten på området varierar på olika platser på området. Värdena för GV3 och GV6 har ansetts mest representativa för det område där föroreningar finns. Det näst högsta respektive näst lägsta värdet har använts i beräkningarna (9·10-7 - 6·10-6 m/s). Gradienten på området har beräknats till 2,1-2,7 %, baserat på interpolerade grundvattennivåer och mätningar under 2007. Fyllningens mäktighet på området uppgår till ca 2 m (Kemakta, 2005). Grundvattennivåerna på området varierar mellan ca 0,2 och 1,8 m under markytan, med en medelnivå på 1,2 m. Spridning av föroreningar föreligger endast i förorenade skikt som ligger under grundvattenytan. Då silt- och lersediment under fyllningen har en lägre hydraulisk konduktivitet (10-7- 10-9, Kemakta 2005), antas spridning av föroreningar via grundvattnet vara begränsad till fyllningen. Spridningsberäkningarna grundas därmed på ett förorenade skikt under grundvattenytan med en mäktighet på 1 m. Den uppskattade tvärsnittsarean för genomströmningen är 270 m2. Det uppskattade läckaget av arsenik från sågverksområdet redovisas i Tabell 7-1. Som grund för beräkningarna har olika arsenikkoncentrationer i grundvattnet använts samt beräknade grundvattenflöden enligt ovanstående resonemang. Endast halter i rör som är installerade inom området har använts. Läckaget av arsenik genom förorenat grundvatten kan sannolikt uppgå till ca 3-70 g per år. Detta kan jämföras med referensläckaget på ca 0,3-3 g/år (beräknat på uppmätt maxhalt i referensrör). Spridningen av arsenik från sågverksområdet kan således vara förhöjd i storleksordning 10-100 gånger. Tidigare har läckaget från sågverksområdet uppskattas till 7,8-2 030 g per år genom att även ta hänsyn till vattenståndsvariationer i älven (Kemakta, 2005).
67 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 7-1 Spridning av arsenik (g/år) via grundvatten på sågverksområdet. Koncentrationerna är beräknade från Skellefteå kommuns sammanställning (2007). Det lägre flödet är beräknat för den minsta gradienten och lägsta hydrauliska konduktiviteten, det högre flödet är beräknat för den största gradienten och den högsta hydrauliska konduktiviteten. Flöde 3 Arsenikkoncentration 160 m /år Medel 2.9 Medel+stdav 7.9 Min 0.09 Max 14 Referensläckage 0.3
Flöde 1 400 m3/år 25 67 0.8 120 2.6
Spridningen av dioxiner via grundvattnet redovisas i Tabell 7-2. Läckaget av dioxin till älven kan uppgå till ca 0,1-4 mg WHO-TEQ/år. Då dioxin sannolikt är bundet till partiklar i grundvattnet och beräkningarna har utförts på totalhalter kan det verkliga läckaget vara betydligt lägre än vad som anges i tabellen. Eftersom referensröret endast innehöll halter under detektionsgränsen kan läckaget inte jämföras mot referenskoncentrationerna på området. Ett tillskott på 6 mg WHO-TEQ/år motsvarar en årlig atmosfärisk bakgrundsdeposition för en yta på ca 12 km2, alternativt 80 gånger den deposition som faller över Skellefteälven utanför Scharins (antagen area för vattenytan 142 500 m2, depositionsdata från IVL, 2006). I Kemakta (2005) har spridningen av dioxin beräknats till 0,004-24 mg TEQ/år. Tabell 7-2 Spridning av dioxin (mg WHO-TEQ/år) via grundvatten på sågverksområdet. Koncentrationerna är beräknade från Skellefteå kommuns sammanställning (2007). Det lägre flödet är beräknat för den minsta gradienten och lägsta hydrauliska konduktiviteten, det högre flödet är beräknat för den största gradienten och den högsta hydrauliska konduktiviteten. Dioxinkoncentration Medel Medel+stdav Min Max
Flöde 160 m3/år 0.1 0.5 0.0002 1
Flöde 1 400 m3/år 1.1 3.8 0.002 8.3
Härvelträsket Slugtester på området visar att den hydrauliska konduktiviteten varierar. För spridningsberäkningarna har det näst högst och näst lägsta värdet från rör på området använts (6·10-6 – 5·10-4). En gradient på 0,4 % har beräknats från grundvattennivåmätningar på området. Fyllningens mäktighet varierar mellan 0,5 och 3 m. Grundvattennivåerna varierar från marknivå ned till 2 m under markytan. Medelnivån på området är ca 0,8 m under markytan. Föroreningsspridningen är sannolikt begränsad till fyllningen då underliggande lager har en lägre genomsläpplighet. Detta innebär att mäktigheten på det skikt där spridning kan ske och som ligger under grundvattenytan kan vara 0 - 2,2 m. För spridningsberäkningarna har ett värde på 1,5 m använts. Den uppskattade genomströmningsarean för Härvelträsket är 1050 m2 då spridning kan ske både längs södra och östra kanten. 68 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Det uppskattade läckaget av arsenik från Härvelträsket redovisas i Tabell 7-3. Som grund för beräkningarna har olika arsenikkoncentrationer i grundvattnet använts samt beräknade grundvattenflöden genom ovanstående resonemang. Endast halter i rör som är installerade inom området har använts. Läckaget av arsenik från Härvelträsket kan uppgå till ca 7-1 400 g per år. Eftersom genomsläppligheten varierar mycket inom området är det svårt att beräkna ett mer exakt värde. Detta kan dock jämföras med referensläckaget på ca 2-140 g/år från motsvarande område (beräknat på uppmätt maxkoncentration i referensrör). Spridningen av arsenik från Härvelträsket kan således vara förhöjd i storleksordning 10 gånger. Tabell 7-3 Spridning av arsenik (g/år) via grundvatten från Härvelträsket. Koncentrationerna är beräknade från Skellefteå kommuns sammanställning (2007). Det lägre flödet är beräknat för den lägsta hydrauliska konduktiviteten och det högre flödet är beräknat för den högsta hydrauliska konduktiviteten. Arsenikkoncentration Medel Medel+stdav Min Max Referensläckage
Flöde 890 m3/år 7.1 16 1.1 53 1.7
Flöde 74 000 m3/år 590 1380 91 4 400 140
Den beräknade spridningen av dioxin från Härvelträsket redovisas i Tabell 7-4. Läckaget kan sannolikt uppgå till ca 1-400 mg WHO-TEQ/år. Intervallet på spridningen är stor då genomsläppligheten inom området varierar, vilket gör det svårt att göra en mer exakt beräkning. Då dioxin är bundet till partiklar och beräkningarna utgår från totalhalter i grundvattnet, kan det verkliga läckaget vara betydligt mindre än vad som anges i tabellen. Tabell 7-4 Spridning av dioxin (mg WHO-TEQ/år) via grundvatten från Härvelträsket. Koncentrationerna är beräknade från Skellefteå kommuns sammanställning (2007). Det lägre flödet är beräknat för den lägsta hydrauliska konduktiviteten och det högre flödet är beräknat för den högsta hydrauliska konduktiviteten. Dioxinkoncentration Medel Medel+stdav Min Max
Flöde 890 m3/år 1.6 4.7 0.1 12
Flöde 74 000 m3/år 130 390 9.6 1040
7.3.2 Spridning via vattenståndsvariationer och ledningar De beräkningar som här utförts för sågverksområdet har inte tagit hänsyn till älvens vattenståndsvariationer, vilket man gjorde i den tidigare huvudstudien (Kemakta, 2005). Det extra tillskottet från vattenståndsvariation till det genomflödande grundvattnet bedömdes till 10 000 m3 och utgjorde huvuddelen av flödet genom sågverksområdet och bidrog därmed signifikant till föroreningsspridningen. Hur man kom fram till denna siffra redovisades dock inte.
69 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Även om vattenståndsvariationer kan ge upphov till ett ökat genomflöde av vatten i ett strandnära område är det inte självklart att så kommer att ske. En kraftig grundvattengradient kan till exempel bidra till att hålla emot inflödande ytvatten vilket kan leda till att grundvattnet på området däms upp något och bidrar till att minska föroreningstransporten. Däremot kan förhöjda grundvattennivåer komma i kontakt med ytligare förorenade skikt vilket bidrar till att föroreningar kan frigöras. Dessa kan dock fastläggas i underliggande skikt då grundvattnet sjunker. Om inflöde av ytvatten ändå sker är avståndet till strandkanten av stor betydelse för vilken effekt vattenståndsvariationer kan få på utlakningen av föroreningar. I första hand är det områden inom ett antal meter från strandkant som kan komma att beröras beroende på att utströmmande grundvatten fungerar som mothåll, under förutsättning av att vattenståndsvariationerna är begränsade. Eftersom Scharins är beläget vid Skellefte älvens utlopp till Ursviksfjärden, som står i direkt kontakt med Bottenhavet, påverkas vattenståndet i älven av havsytans fluktuationer. Vilka konsekvenser detta har för föroreningsspridningen från Scharins går inte att fastställa i dagsläget. Genom att anta en ökad föroreningsspridning som en följd av inflödande ytvatten riskerar man att överskatta läckaget. Genom att bortse från det riskerar man istället att underskatta läckaget. I Figur 7-4 redovisas vattenståndsvariationen i några av grundvattenrören på Scharinsområdet tillsammans med uppmätt havsnivå. Av figuren framgår att vattenståndet i rören närmast älven (GV6, GV9 och GV16) nästan helt sammanfaller med havsytans variation. Variationsjämförelse med havsninvå 5.000
4.000
3.000
möh
2.000
REF (GV 1) GV 6 GV9 GV15 GV16 Vattenstånd i Furuögrund
1.000
0.000 07-04-18
07-05-02
07-06-01
07-07-03
2007-0816(provtagning)
2007-1009(provtagning)
-1.000
-2.000
-3.000 Datum
Figur 7-4 Vattennivå i några grundvattenrör samt havsnivån vid mätstation Furuögrund. De låglänta centrala delarna av Härvelträsket (södra delarna av det tidigare brädgårdsområdet) översvämmas regelbundet. Översvämningarna kan medföra förändrade redox-förhållanden i marken och därmed öka risken för arsenikutlakning. Översvämningarna kan också innebära en ökad risk för föroreningsspridning genom erosion. 70 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Gamla ledningar kan svara för en avsevärd del av föroreningsspridningen via vatten. På det aktuella området har man konstaterat att en dränbrunn har förhöjda föroreningshalter. Flertalet ledningar är dock proppade. 7.3.3 Mobilitet av föroreningar De beräkningar som har utförts här utgår från att alla föroreningar som återfinns i grundvattnet kan transporteras till älven. Detta resonemang kan betraktas som giltigt då Scharins ligger nära ytvattenrecipienten men kan medföra en viss överskattning av läckaget, framförallt för dioxiner vars hydrofoba egenskaper gör att ämnena binder starkt till partiklar. Det förväntas att den mindre mobila partikelbundna fasen är betydligt större än den lösta fasen, som har den högsta mobiliteten. Tidigare undersökningar har dock visat att dioxiner främst anrikas på kolloider (Persson et al., 2006). I vilken utsträckning som dessa sprids genom marken råder osäkerhet kring men sannolikt har den kolloidala fraktionen en högre rörlighet jämfört med större partiklar. Filterförsök på Eka-Bohus området vid Göta Älv har dock visat att dioxiner i förorenat grundvatten i hög grad fastläggs till filtermaterial, och därför också kan förväntas fastläggas i finkorning jord. Trots detta har man utanför Scharins kunnat påvisa en påverkan från området i det strandnära älvvattnet. Vid Härvelträsket förekommer områden med höga halter dioxin ända ned till strandkanten, vilket minskar förutsättningarna att föroreningarna ska bindas fast i marken innan de når älven. Vid sågverksområdet förekommer de högsta halterna dioxin ca 40 m eller mer från strandkanten, vilket innebär att det finns förutsättningar för att dioxiner fastläggs i marken under transporten. Kännedom om dioxinutbredningen kring mer strandnära områden saknas delvis i dagsläget, samtidigt som strandnära ytvatten utanför detta delområde visar på en påverkan. Hur spridningen av dioxiner sker från området och vilka mekanismer som ligger bakom går inte att avgöra med det underlag som finns. Kompletterande undersökningar i form av regelbundna mätningar av DOC/TOC i grundvattnet och analys av löst mobil fas genom passiva provtagare i grundvattenrör skulle kunna ge värdefull information. Andra förslag på kompletteringar är fastläggningsförsök i lab (snarlika kolonnförsök) eller utveckling av en spridningsmodell för transport av partiklar/kolloider genom en profil. 7.3.4 Föroreningsspridning via erosion Om föroreningar finns nära älven kan erosion vara en signifikant orsak till föroreningsspridning. Dioxin finns i de mest strandnära punkterna vid Härvelträsket. Sannolikt har en urtvättning skett av det mest strandnära materialet varför spridningen troligen är koncentrerad till högflödesperioder. Denna typ av spridning är mycket svår att kvantifiera men kan vara en orsak till förhöjda halter av dioxin i älven.
7.4
Utspädning i recipient
Vattenflödet i Skellefteälven uppgår till 159 m3/s. Den höga vattenföringen bidrar till att läckaget av föroreningar från området späds ut. Utspädningseffekten på föroreningsläckaget illustreras i Figur 7-5. De streckade linjerna markerar nivån för bakgrundshalterna i älven. För arsenik krävs ett läckage som är betydligt högre än de som beräknats för att det ska ge en effekt på halterna i recipienten. Först vid ett arsenikläckage på 250 kg/år är bidraget från området lika stort som bakgrundshalten i älven.
71 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Som jämförelse kan nämnas att den årliga transporten av arsenik i Skellefteälven uppgår till ca 3,17 ton (mätstation Kvistforsen, medelvärde år 1997-2006). Det årliga utsläppet av arsenik till vatten från Rönnskärsverken uppgår till 0,89 ton (medelvärde år 2002-2006). För dioxin är situationen annorlunda, då extremt låga bakgrundshalter gör recipienten känsligare för ett tillskott. För de läckage som har beräknats (storleksordning ca 1-200 mg TEQ/år) kan ett icke försumbart halttillskott ske. Enligt figuren ger ett föroreningsläckage på ca 50 mg TEQ/år ett tillskott som motsvarar samma storleksordning som förväntad bakgrundshalt i älven. Osäkerhet råder dock kring bakgrundshalterna då dessa endast analyserats med passiva provtagare och halterna i många fall underskrider detektionsgränsen. Den referenskoncentration som använts i figuren (0,01 pg WHO-TEQ/l) är en grov skattning från analyser med passiv provtagning i norrländska älvar och motsvarar totalhalten i ytvatten från ett rinnande vattendrag i Sverige (0,015 pg WHO-TEQ/l, opublicerade data, Kemiska Institutionen, Umeå Universitet). Som jämförelse kan nämnas att den årliga spridningen av dioxin från det förorenade området Marieberg i Kramfors kommun beräknats till ca 40 mg TEQ/år (Kemakta, 2007). Eftersom dioxin i huvudsak förekommer bundet till partiklar i grundvattnet råder dock stor osäkerhet kring vilka mängder som faktiskt läcker ut. Spridningsberäkningarna för grundvatten från Scharinsområdet har gjorts baserat på totalhalter, troligen är därför det verkliga läckaget mindre än vad som har beräknats. För Scarinsområdet är ligger emellertid den förorenade marken nära älven, de jordvolymer som finns där fastläggning skulle kunna ske är inte så omfattande, och snabba vattenståndsförändringar kan möjligen öka den partikulära transporten. Sammantaget kan läckaget ge ett bidrag till halterna i älven. läckage (g/år) halttillskott i älv (µg/l)
1 0.1 1
10
100
1000
0.01 0.001 0.0001 0.00001 0.000001 arsenik
0.0000001
läckage (mg TEQ/år) 1.0E+00 halttillskott i älv (pg TEQ/l)
1
10
100
1000
1.0E-01 1.0E-02
1.0E-03 1.0E-04 dioxin
Figur 7-5 Beräknat halttillskott till Skellefteälven från föroreningsläckage. Den streckade linjen markerar nivån för bakgrundshalter i älven. Beräkningarna har utförts för normal vattenföring (159 m3/s).
72 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
8 Riskbedömning En hälso- och miljöriskbedömning för ett förorenat område avser att belysa vilka risker som föreligger vid den aktuella föroreningssituationen vid den aktuella markanvändningen samt vid planerade framtida markanvändning och i ett långtidsperspektiv. Riskbedömningen skall omfatta såväl en bedömning av riskerna i dagsläget som en bedömning av riskerna vid den framtida markanvändningen. Risken för att det ska uppstå hälso- och/eller miljöskador kring ett förorenat område är beroende av: - förekommande föroreningars farlighet samt föroreningsnivåer - områdets spridningsförutsättningar - områdets känslighet och skyddsvärde Inom riskbedömningen skall en bedömning göras av om det finns ett behov av riskreduktion utifrån risker för människor och miljö. Platsspecifika riktvärden tas ofta fram i syfte att användas som jämförvärden vid bedömning av riskreduktionsbehovet. Som komplement till dessa riktvärden har Geo Innova för Scharins-området också kvantifierat riskerna (risknivåer samt sannolikheten att referensvärde överskrids), för att på detta sätt beskriva behovet av riskreduktion. Vid en riskbedömning av ett förorenat område uppskattas riskerna för människors hälsa samt riskerna för miljön i samband med en bedömd exponering för föroreningarna inom det aktuella området. Till exempel tas hänsyn till hur människor riskerar att exponeras för den förorenade jorden. I riskbedömningen tas även hänsyn till organismerna i marken på området och till ekosystemet i närliggande ytvatten. 8.1
Övergripande åtgärdsmål
Övergripande åtgärdsmål har tagits fram och fastställts av projektets styrgrupp (2007-11-19). Sammanfattningsvis innebär de övergripande åtgärdsmålen att marken efter sanering skall kunna användas av vuxna och barn i enlighet med planerad markanvändning, utan risker för hälsa och miljö från markföroreningar. Dessutom skall läckaget till älven från eventuell restförorenad mark inom området inte medföra negativa miljöeffekter eller hälsorisker vid fiske m m. Övergripande åtgärdsmål vid en eventuell sanering utgår från de föreslagna markanvändningarna. Risker ska bedömas utifrån från aktuellt kunskapsläge:
Både barn och vuxna skall kunna delta i ”äventyrsverksamheten” och kunna komma i direkt kontakt med jorden på området utan att detta leder till negativa hälsoeffekter. Inom ramen för sportverksamheten och båthamnen skall hus (café), bollplaner, mm kunna anläggas och utnyttjas av vuxna och barn utan hälsorisker. Området som avsätts för fritid/rekreation ska anläggas och användas utan att barn och vuxna utsätts för hälsorisker. Den norra delen av området skall kunna bebyggas och användas för bostäder utan risker för människa eller miljö. Odling skall kunna ske.
73 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
På området där arbetsplatser planeras skall personal kunna vistas under arbetstid utan risk för exponering från markföroreningar. Kraven på att växtlighet och biota skall kunna etableras inom området är höga inom området för bostäder, men något lägre inom övriga delar. Läckage av föroreningar från området till Skellefteälven skall ej orsaka några miljöstörningar eller störningar i samband med friluftsliv, t ex fiske och bad. Spridning av föroreningar till omgivningen genom damning skall minimeras.
Följande restriktioner för markanvändningen finns: Inget uttag av grundvatten skall ske från området. 8.2
Föroreningskällor (riskobjekt) och skyddsobjekt
I Figur 8-1 redovisas de riskobjekt (föroreningskällor) och skyddsobjekt som är aktuella på området och kopplingen mellan dessa. Föroreningskällor
Ö
Frigörelse/ Spridningsmekanism
Ö
Exponering
Ö
Skyddsobjekt
Ytlig markförorening
Utlakning till vatten
Hudkontakt jord
Människor
Miljö
Djupt liggande markförorening
Grundvatten
Intag jord
Boende på plats
Markekosystem
Markförorening under grundvattenyta
Förångning
Inandning damm
Närboende
Ytvatten
Förorening i grundvatten
Damning
Inandning ånga
Yrkesverksamma
Erosion
Intag frukt, bär, svamp, grönsaker
Rekreation
Figur 8-1 Beskrivning av föroreningskällor, spridningsmekanismer, exponeringsvägar och skyddsobjekt inom Scharins-området. Föroreningskällorna utgörs i huvudsak av förorenad jord ytligt (0-1 m under markytan) och på större djup (>1 m under markytan), samt av förorenat grundvatten. Förorenade sediment förekommer knappast inom området. Dominerande föroreningar inom området är arsenik och dioxin. Även föroreningar såsom PAH, PCB och andra metaller förekommer, men i betydligt mindre omfattning. Det finns olika transportvägar eller spridningsmekanismer. Föroreningar i jord kan transporteras och spridas genom damning/vinderosion, erosion i strandkant samt förångning. Förångning är dock inte aktuellt för arsenik, och endast i liten omfattning för dioxin. Föroreningar i jord kan även spridas genom utlakning eller transport av lösta ämnen eller partiklar till grundvatten. Via grundvattentransport kan föroreningar nå ytvatten såsom Skellefteälven.
74 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Människor kan exponeras för förorening genom hudkontakt, intag av jord, inandning av damm eller ånga eller genom intag av växtlighet från förorenat område. De olika exponeringsvägarna diskuteras i annat avsnitt nedan. I nuläget utgörs skyddsobjekten främst av människor boende i närområdet och av miljön (markekosystem, ytvatten). Vid en framtida markanvändning enligt kommunens förslag (bostäder/arbetsplats respektive äventyr/sport/rekreation) kommer även boende, yrkesverksamma samt människor som utnyttjar området för rekreation att utgöra skyddsobjekt. Grundvattenuttag sker i dagsläget inte från området. För den planerade framtida markanvändningen finns restriktionen att inget uttag av grundvatten ska ske från området. Det innebär att grundvatten inte bedöms som ett skyddsobjekt. Däremot kan grundvattnet fungera som en transportväg för föroreningar (se ovan). Markekosystemet inom området samt Skellefteälven (ytvatten) utgör också skyddsobjekt, både nu och i framtiden. 8.3
Exponeringsrisker vid dagens markanvändning
Idag är själva industriområdet inhägnat och allmänheten har inte tillträde till området vid f d sågverket. Härvelträsket är bevuxet med sly och träd, en del av vegetationen har tagits ned i samband med provtagningarna. I dagsläget används området sporadiskt av allmänheten, t ex för promenader, bärplockning och motorcykelåkning. Den sannolikt största risken för exponering idag är om människor genom vistelse på området utsätts för exponering genom intag av jord och partiklar. Kontaminerade partiklar kan fästa på bär och svampytor vilket innebär att förorenad jord kan intas. Rotupptag av föroreningar utgör en begränsad risk för dioxiner. Förorenad jord kan fastna i pälsen på husdjur och föras in inomhus och bidra till en ökad exponering genom inhalering av damm, hudkontakt, intag av jord etc. Områdets nära läge till älven medför att intag av fisk kan utgöra en exponeringsväg för sport/fritidsfiskare om föreningar läcker från området. Dioxiner anrikas i lipidfraktionen i fisk och kan ackumuleras trots att halterna i ytvatten är låga. Den passiva provtagningen och spridningsberäkningar visar på en möjlig påverkan på älvvattnet, framförallt genom förhöjda halter av HpCDF och OCDF. Dessa har i allmänhet en låg tillgänglighet för upptag i fisk jämfört med t.ex. TCDF och PCDF. Fiskar tar upp föroreningar som finns lösta i vattnet men också genom födokedjan. Då området utanför Scharins saknar sedimentationsbottnar, som ofta utgör källan till bioackumulation genom födokedjan, är det mindre sannolikt att upptag av föroreningar i fisk kan ske i sådan utsträckning att fiskintag skulle utgöra en exponeringsrisk. Därtill medför de höga flödena i älven en borttransport av föroreningar. Risken för intag av föroreningar via fisk är sannolikt störst om stationära fiskarter (t.ex. abborre) konsumeras. Arter som till exempel abborre innehåller dock låga halter fett. 8.4
Exponeringsrisker vid framtida markanvändning
Möjliga exponeringsrisker diskuteras utifrån föreslagna markanvändningsområden i framtiden. Diskussionen utgör underlag till beräkningen av de platsspecifika riktvärdena men också till de kompletterande exponeringsberäkningar som har utförts i syfte att undersöka exponeringsriskerna ur ett vidare perspektiv. Exponeringsvägarnas relevans har bedömts utifrån den föreslagna markanvändningen, de övergripande åtgärdsmålen samt föroreningarnas fysikaliska-kemiska egenskaper.
75 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Intag av grundvatten har ej inkluderats då grundvattenuttag vid planerad markanvändning ej förekommer på områdena. 8.4.1 Äventyr/sport/rekreation Åtgärdsmålen för detta markanvändningsområde innefattar att barn och vuxna ska kunna delta i verksamheten utan att påverkas av negativa hälsoeffekter vid kontakt med jorden. Verksamheten ska innehålla bollplan, café, båthamn, m m, och dessa ska kunna nyttjas utan risker. Området omfattar Härvelträsket och stora delar av sågverksområdet, inklusive hamnmagasinet. Följande exponeringsvägar har bedömts som särskilt relevanta för området - intag av jord/partiklar - hudkontakt med jord/partiklar - inhalering av damm Tidigare riktvärden som har tagits fram inkluderade intag av bär och svamp (Kemakta, 2005). Dessa exponeringsvägar har ej betraktats som relevanta då den planerade markanvändningen ej inkluderar skogsmark. Intag av jord är i hög grad beroende av ålder och beteende. Intaget är som högst för små barn (2-3 år) som ofta stoppar händerna i munnen, smakar på saker, sitter på marken och leker etc. För äldre barn och vuxna är intaget av jord betydligt lägre. Hur mycket jord som intas varierar betydligt mellan olika individer. De sportaktiviteter som kan komma att pågå på området är företrädesvis till för vuxna samt äldre barn. Utövandet av tung sportaktivitet (damning mm) kan leda till att intaget av jord är något större än normalt. Exponering via inhalering av damm är i hög grad beroende av den aktivitet som utförs på området då spring och hopp kan föranleda en betydligt högre damning jämfört med lugnare aktiviteter (t.ex. promenader) eller vinderosion, särskilt om jorden är bar. Hög aktivitet föranleder också en högre andningsfrekvensen vilket leder till att större mängder luft inhaleras För att inhalering av damm ska utgöra en väsentlig exponeringsrisk för de som nyttjar området krävs sannolikt en långvarig, regelbunden vistelse på området med hög aktivitet och mycket höga föroreningsnivåer. Exponeringsberäkningar för dioxin inom ett projekt som finansierats av Hållbar Sanering visade att normal inhalering och 24 timmars vistelse på ett område med 250 ng WHO-TEQ/kg i marken gav som mest en exponering på ca 0,01 pg WHO-TEQ/kg och dag, vilket utgör endast 2% av TDI (rapport till Naturvårdsverket under bearbetning). Dessa beräkningar utfördes vid luftkoncentrationer av dioxin som låg väsentligt (ca 100 gånger) över de som normalt mäts upp i glesbygd. Då luftkoncentrationerna som användes i de beräkningarna var i nivå med uppmätta internationella luftkoncentrationer från stora städer, är det sannolikt att den luftburna exponeringen för dioxin kan vara väsentligt högre för människor som vistas konstant i en stor stad jämfört med människor som bor i anslutning till ett förorenat område eller som vistas där sporadiskt. Hudkontakt med jord kan förekomma t.ex. om damningen ökar vilket gör att partiklar hamnar innanför kläderna, om aktiviteter utförs där utövarna är i kontakt med marken, om händer smutsas ned etc. Hudkontakt varierar med årstiden och är som störst under sommaren då mer hud exponeras. Hudkontakt kan också förväntas bero på hur torr/blöt marken är, jordens partikelstorlek etc. 76 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
För exponering genom intag av jord, hudkontakt och inhalering av damm är det de ytliga koncentrationerna som är av störst betydelse. Föroreningar som ligger under 0,5 m djup torde sannolikt inte bidra till en ökad exponering för människor för den verksamhet som är tänkt. Vid byggnation på området kan dock kontakt med djupare liggande föroreningar uppstå. Skyddsobjekten i detta fall utgörs då av arbetare och hälsoriskerna genom akuttoxicitet måste beaktas istället för långtidsexponering genom riktvärden. 8.4.2 Bostäder/arbetsplatser Åtgärdsmålen för de norra delarna av området klargör att det ska kunna bebyggas och användas utan risker för människa och miljö. Odling ska också kunna ske. Följande exponeringsvägar har bedömts som särskilt relevanta för området - intag av jord/partiklar - hudkontakt med jord/partiklar - inhalering av damm - intag av hemodlade grönsaker Eftersom odling ska kunna ske på området inkluderades intag av grönsaker vid framtagandet av riktvärdena. Odling av grönsaker har ej tidigare beaktats vid framtagandet av riktvärden (Kemakta, 2005). För intag av jord och hudkontakt gäller liknande resonemang som tidigare. Små barn utgör den mest känsliga gruppen för förhöjd exponering även inom ett bostadsområdet. Särskilt om området kommer att innehålla lekplatser eller andra öppna ytor med fri tillgången till öppen mark och där barn förvänts leka regelbundet. Undersökningar av upptaget av dioxiner i växter har visat att rotupptag normalt inte förekommer (Uegaki et al., 2006). Upptag kan dock förekomma i morötter men också i potatis (Shroll och Schneuert, 1993; Hülster och Marschner 1993; Engwall och Hjelm, 2000). Dioxinernas hydrofoba egenskaper gör dock att upptaget ackumuleras till skalen. I fruktträd som växt på kraftigt förorenad mark har man ej kunnat påvisa ett upptag i frukterna (Müller et al, 1993).Warren et al. (2003) visade att arsenik kan tas upp i växter även då lång tid förflutit efter att föroreningen introducerades till jorden, men att upptaget beror både på växtart och jordens egenskaper. Potatis hör dock till de grönsaker som tar upp arsenik i lägst utsträckning (Warren et al., 2003). Grönsaker som odlas ovan jord kan utsättas för kontaminering genom jordpartiklar som fastnar på ytorna. Spridning av ytjord till växtytor ingår dock inte i modellen för platsspecifika riktvärden. Genom att skölja och skala hemodlade grönsaker kan eventuella exponeringsrisker minskas. Eftersom bostäderna är planerade nära det tänkta sport/rekreationsområdet är det rimligt att tänka sig att boende (både vuxna och barn) kommer att söka sig dit på sin fritid. Uomhusvistelse på eventuellt kvarlämnade förorenade områden kan medföra att föroreningar dras med inomhus.
77 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
8.5
Platsspecifika riktvärden
Riktvärden grundar sig på vad som har bedömts vara acceptabla risknivåer för människa och miljö. Riktvärdet anger en haltgräns som ska säkerställa att inga oönskade/skadliga hälsoeffekter uppkommer för vuxna eller barn vid den tänkta markanvändningen. Riktvärdet ska även ge ett skydd för miljön inom området och vid spridning. Det innebär att riktvärdet anger den föroreningshalt som kan lämnas kvar på området med acceptabel risk. Naturvårdsverket har tagit fram generella riktvärden för ett antal olika föroreningar (Naturvårdsverket, 1996). Ett förslag till nya generella riktvärden finns ute på remiss (Naturvårdsverket, 2007). De generella riktvärdena utgår från vanliga förhållanden vid förorenade områden. För arsenik och dioxin, som är de dominerande föroreningarna på Scharins-området, har platsspecifika riktvärden beräknats, där hänsyn tagits till de lokala förhållandena i området. För övriga föroreningar där utbredningen antas vara begränsad, föreslås att Naturvårdsverkets generella riktvärden används. 8.5.1 Modell för platsspecifika riktvärden Den modell som används för att beräkna platsspecifika riktvärdena för Scharins-området utgörs enligt Skellefteå kommuns önskemål av Naturvårdsverkets beräkningsmodell (remissversion 2007-10-19). Till modellen hör ett beräkningsverktyg som nu har använts för att ta fram platsspecifika riktvärden. Platsspecifika riktvärden togs också fram i den tidigare huvudstudien för Scharins industriområde (Kemakta, 2005). Eftersom vissa underlagsdata har förändrats har bedömningen gjorts att nya platsspecifika riktvärden behöver tas fram för området. Orsakerna är bl a nya data avseende bakgrundshalter i jord, att förslaget till övergripande åtgärdsmål har reviderats med en tydligare koppling till den framtida markanvändning har förändrats och att nya kompletterande lakförsök utförts. Jämfört med de generella riktvärdena har justeringar gjorts avseende exponeringsvägar, bakgrundshalt, lakegenskaper (Kd-värde) samt vissa andra platsspecifika parametrar: Markanvändningen är av betydelse, eftersom den styr de aktiviteter som kan förväntas förekomma och därmed vilka grupper som exponeras och i vilken omfattning detta kan ske. Markanvändningen påverkar också vilka krav som ställs på skydd av markmiljön i området. Två huvudtyper av markanvändning (scenarier) är aktuella (se Bilaga 6): - bostäder och arbetsplatser - äventyr/sport/rekreation Med tanke på kostnaderna för efterbehandling kan det vara relevant att ta fram riktvärden för olika djup. En indelning i två olika marknivåer har gjorts, med olika platsspecifika riktvärden. Ur hälsosynpunkt är risken för exponering generellt mindre på större markdjup (undantaget dricksvatten). Flera exponeringsvägar (intag jord, hudupptag etc) är förknippade med ytlig exponering. Ur miljösynpunkt bedöms det i allmänhet som olämpligt att definiera olika skyddsnivåer i olika skikt i marken, eftersom hela jordprofilen utgör ett ekologiskt system (Naturvårdsverket, 2007). Jordens betydelse för markens totala ekologiska funktion kan dock förväntas avta med djupet. Genom att behålla samma krav på markmiljön i hela jordprofilen, men förändra förutsättningarna för hälsorisker (exponering människa) kan en indelning i två 78 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
olika nivåer göras. För markanvändningen bostäder/arbetsplats där odling och grävning kan bli aktuell väljs nivåindelningen 0-1,5 m under markytan samt >1,5 m under markytan. För markområdet äventyr/sport/rekreation bedöms att direkt exponering kan vara aktuell på nivån 0-1 m under markytan. Den andra nivån utgörs av > 1 m under markytan. 8.5.2 Förutsättningar för beräkning av exponering och spridning Den markanvändning som kommunen nu föreslår för området innebär att norra delen av Scharins-området används för bostäder och arbetsplatser och att det f d sågverksområdet och området runt f d hamnmagasinet samt Härvelträsket används för äventyr/sport/rekreation. I Tabell 8-1 nedan redovisas förslag till aktuella exponeringsvägar för respektive scenarie (typ av markanvändning). Markanvändningen äventyr/sport/rekreation motsvaras närmast av Naturvårdsverkets scenarie för Mindre Känslig Markanvändning (MKM), medan markanvändningen bostäder/arbetsplatser närmast motsvaras av Naturvårdsverkets Känslig Markanvändning (KM). KM avser permanent vistelse på området. Detta utgör ett konservativt antagande för de delar som kan komma att användas som arbetsplatser eftersom det mest är vuxna människor som kommer att vistas där och vistelsen endast sker sporadiskt. För äventyr/sport/rekreation har exponeringstiden för barn och vuxna justerats till att motsvara vad som i tidigare riktvärdesmodell (Naturvårdsverket & SPI, 1998) gällde för markanvändningen Park. För marknivån > 1 m respektive >1,5 m under markytan har båda typerna av markanvändning liknats vid MKM. De olika exponeringsvägarna och riskerna med dessa både i nuläget och vid planerad markanvändning diskuteras på annan plats ovan.
79 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 8-1 Förslag på bedömning av exponeringsvägar och exponeringstider (dag/år) för planerad markanvändning. Äventyr/ sport/rekreation 0-1 m Hälsorisker Intag jord Hudkontakt Inandning damm Inandning ånga Intag grundvatten
Barn: 80 Vuxen: 80 Barn: 40 Vuxen: 40 Barn: 80 Vuxen: 80 Barn: 80 Vuxen: 80 -
Bostäder/arbetsplatser
>1 m Barn: 80 Vuxen: 80 -
0-1,5 m Barn: 365 Vuxen: 365 Barn: 120 Vuxen: 120 Barn: 365 Vuxen: 365 Barn: 365 Vuxen: 365 Barn: 0,25 kg/dag Vuxen: 0,4 kg/dag
KM
MKM
> 1,5 m Barn: 365 Vuxen: 365 -
Intag växter
-
-
-
Intag fisk Miljörisker Effekter på markmiljön Effekter på ytvattenmiljön
-
-
-
-
MKM
MKM
KM
KM
MKM
MKM
KM
KM
Barn: 365 Vuxen: 365 Barn: 120 Vuxen: 120 Barn: 365 Vuxen: 365 Barn: 365 Vuxen: 365 Barn: 1 l/dag Vuxen: 2 l/dag Barn: 0,25 kg/dag Vuxen: 0,4 kg/dag
Barn: 60 Vuxen: 200 Barn: 60 Vuxen: 90 Barn: 60 Vuxen: 200 Barn: 60 Vuxen: 200 -
-
-
-
KM: Människor som vistas permanent (heltid) på området skyddas. För människor inkluderas konsumtion av egenodlade grönsaker. Markens ekologiska funktion skyddas, liksom grundvatten och ytvatten intill området. MKM: Människor vistas på området på deltid. Inget intag av växter odlade på området inkluderas. Ett begränsat skydd av markens ekologiska funktion ges. Grundvatten skyddas 200 m nedströms området. Ytvatten skyddas.
I realiteten kan man tänka sig att exponeringssituationen skiljer sig åt mellan bostäder och arbetsplatser, men i detta fall har endast ett gemensamt scenarie definierats, eftersom bostad/arbetsplats angivits som gemensamt markanvändningsområde av kommunen. Inget dricksvattenuttag sker i dag i området, och är inte heller planerad i framtiden. De specifika indata som antagits för de olika exponeringsvägarna (t ex kroppsvikt, exponerad hudyta, andningshastighet etc) överensstämmer med de som används i Naturvårdsverkets generella modell. Ämnesspecifika parametrar såsom fysikalisk-kemiska och toxiska egenskaper bygger på Naturvårdsverkets generella modell (remissversion 2007-11-19). Vissa revideringar har gjorts, vilket redovisas i avsnitt 8.5.3 nedan. Förändringarna gäller t ex Kdvärden, som utvärderats utifrån utförda lakförsök, samt uppdateringar av vissa indata. 8.5.3 Beräkning av Kd-värde Kd är en fördelningskoefficient som beskriver förhållandet mellan halten i fast fas och löst fas. I princip bör Kd ange fördelningen då ett porvatten står i jämvikt med en fast fas. Ett högt Kdvärde visar på en starkare fastläggning i marken än ett lågt värde. Kd-värden har beräknats med hjälp av data från laktester från tidigare undersökningar (SWECO, 2007; Tyréns, 2003). Lakförsöken är utförda på samlingsprov från sågverksområdet. Beräkningarna har gjorts för utlakning av arsenik vid L/S 2 och L/S 10 och korresponderande totalhalter. Sammanställningen i Tabell 8-2 visar att utlakningen kan variera kraftigt. Det Kd-värde som används i modellen för platsspecifika riktvärden har justerats konservativt till 200.
80 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 8-2 Kd-värde använts i Naturvårdsverkets generella modell samt beräknat Kd-värde utifrån lakförsök.
As
Generellt Kd (NV, 2007)
Beräknat Kd-lak, Lakförsök (SWECO, 2007; Tyréns, 2003a)
Valt Kd-lak, platsspec riktvärde
300
195-14 970
200
För dioxin finns inga kompletterande data. Därför används samma Kd-värde som i den generella modellen. 8.5.4 Övriga parametrar Stora delar av sågverksområdet och Härvelträsket innehåller fyllning av organisk karaktär. Halten organiskt kol har därför justerats till 5 % i beräkningsmodellen. Grundvattenbildningen antas vara 300 mm/år, den hydrauliska konduktiviteten 1·10-6 m/s (uppgift från Tyréns, 2003) och den hydrauliska gradienten ca 2%. I beräkningsmodellen har utspädningen i älven justerats, eftersom omblandningen av grundvattenflödet från området till vattenmassorna i älven inte kan antas vara total. Omblandningen har konservativt uppskattats till 2,5 %, vilket innebär att utspädningen blir ca 1700 gånger. Bakgrundshalten av arsenik har justerats till 20 mg/kg TS. 8.5.5 Beräkning av platsspecifika riktvärden I Tabell 8-3 sammanfattas de platsspecifika riktvärden för de olika scenarierna (beräkning utifrån Naturvårdsverkets beräkningsmodell, remissversion 2007-10-19): Tabell 8-3 Platsspecifika riktvärden för olika markanvändningar samt styrande exponeringsväg. As (mg/kg TS)
Styrande för riktvärdet
Dioxin (ng /kg TS)
Styrande för riktvärdet
Bostäder/arbetsplatser, 0-1,5 m
20
Bakgrundshalt
18
Intag av jord + exponering fr andra källor
Bostäder/arbetsplatser > 1,5 m
20
Effekter i markmiljön
250
Effekter i markmiljön
Äventyr/sport/rekreation, 0-1 m
35
Intag av jord
150
Intag av jord + exponering fr andra källor
40
Effekter i markmiljön
600
Skydd av ytvatten
Platsspecifika riktvärden
Äventyr/sport/rekreation >1m NV generella riktvärden KM / MKM - förslag (Naturvårdsverket, 2007) KM / MKM (Naturvårdsverket, 1997a)
10 / 25
18 / 200
15 / 40
10 / 250
81 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Av tabellen framgår att bakgrundshalten respektive intag av jord är styrande för riktvärdet för arsenik för den ytligare nivån inom markanvändningen bostäder/arbetsplatser respektive äventyr/sport/rekreation. För dioxin är intag av jord + exponering från andra källor styrande för den ytligare nivån för båda scenarierna. För den djupare nivån där flertalet exponeringvägar för människan tagits bort, är effekter i markmiljön styrande för arsenik i båda scenarierna. För dioxin är effekter i markmiljön respektive skydd av ytvatten styrande för det platsspecifika riktvärdet. Jämfört med förslaget till generella riktvärden (Naturvårdsverket, 2007) är de beräknade platsspecifika riktvärdena för arsenik och dioxin högre för scenarierna. För scenariet bostäder/arbetsplatser beror detta på att bakgrundshalten för arsenik har justerats uppåt (20 mg/kg TS istället för 10 mg/kg TS). För scenariet äventyr/sport/rekreation där intaget av jord är den styrande exponeringsvägen för den ytligare nivån, har skillnaden i exponeringstid jämfört med det generella scenariet (MKM) betydelse för både arsenik och dioxin. För den djupare nivån har flertalet exponeringsvägar för människan tagits bort (se vidare Tabell 8-1), vilket medför att det platsspecifika riktvärdet blir högre. De platsspecifika riktvärdena används dels för beskrivning av föroreningssituationen och avgränsning av föroreningar, och dels i riskbedömningen nedan.
8.6
Kompletterande exponeringsberäkningar
För att undersöka exponeringsriskerna i ett vidare perspektiv har kompletterande exponeringsberäkningar utförts för intag av jord och hudkontakt för dioxin. Inhalering av damm har ej beräknats då den uppskattade dammkoncentrationen vid en given markkoncentration ej tillhandahålls på ett enkelt sätt i riktvärdesmodellen. Beräkningarna för dioxin har endast utförts för barn, då dessa ofta har den högsta exponeringen. För arsenik räknas ett livstidsmedelvärde som inkluderar både barn- och vuxenstadiet. Exponeringsdoserna i intervallberäkningarna jämförs mot riktvärdesmodellens tillåtna andel av tröskelvärdet för dioxin (0,1 · 2 pg TEQ/kg och dag, Naturvårdsverket, 2007). För arsenik jämförs exponeringsdosen mot WHOs fastställda lågrisknivå 6 · 10-6 mg/kg och dag, vilket motsvarar 1 extra cancerfall per 100 000 individer. Observera att riktvärden tar hänsyn till att summan av alla exponeringsvägar inte ska överskrida tröskelvärdets andel/lågriskvärdet, men i intervallberäkningarna nedan jämförs varje exponeringsväg för sig. Beräkningarna är baserade på de ekvationer som presenteras i Naturvårdsverkets modellbeskrivning och vägledning för riktvärden (Naturvårdsverket, 2007). Utgångspunkten i beräkningarna är föreslagna humanexponeringsparametrar för KM och MKM, som också användes för att beräkna de platsspecifika riktvärdena. De kompletterande beräkningarna har utförts med alternativa värden som erhållits från amerikanska Naturvårdsverkets Exposure Factors Handbook (USEPA, 1996) eller Riksmaten Barn (SLV, 2006). Resonemangen som använts för att identifiera de alternativa värdena redovisas i Bilaga 7. 8.6.1 Bostäder/arbetsplatser Tabell 8-4 redovisar föreslagna värden på humanexponeringsparametrar för barn vid KM och de intervall som använts i de kompletterande exponeringsberäkningarna. KM-värdena i tabellen användes för att ta fram de platsspecifika riktvärdena.
82 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 8-4. Humanexponeringsparametrar vid beräkning av platsspecifika riktvärden för bostadsområdet (motsvarar KM) och använda intervall för exponeringsberäkningar. KM 120 365 15 2000 0,5
Intag jord (mg/dag) Antal dygn (dagar/år) Kroppsvikt (kg) Ytexponering (mg/m2) Exponerad hudyta (m2) Antal dygn som hudexponering sker (dagar/år)
Barn 0-6 år Intervall 100-120 313-365 9-23 1100-2000 0,17-0,5
120
Vuxna 7-74 år KM Intervall 50 30-100 365 313-365 70 61-81 2000 1100-2000 0,5 0,25-0,5
60-120
120
60-120
Eftersom bakgrundshalten av arsenik är hög kan även en industriellt opåverkad miljö bidra till att lågriskvärdet överskrids av modellindividerna i beräkningarna. Detta innebär att exponeringsriskerna på bostadsområdet styrs av de naturliga halterna, vilket också påvisats i riktvärdet som är justerat mot bakgrundshalten. En ökad exponering genom markföroreningar är därmed ovälkommen. Därför har kompletterande exponeringsberäkningar för arsenik inte utförts. Beräkningarna för arsenik i riktvärdesmodellen grundar sig dock på en person som lever totalt 80 år på samma plats (6 år som barn, 74 år som ”vuxen”, Naturvårdsverket, 2007). Eftersom den vuxna fasen är längre bidrar den också mest till livstidsexponeringen för arsenik. Riktvärdena är därmed inte representativa för en medelindivid som endast tillbringar en del av sin levnad på samma område. Figur 8-2 sammanställer exponeringsrisker via intag av jord genom intervallberäkningar på bostadsområdet vid olika markkoncentrationer. Utan att ta hänsyn till den lägre biotillgängligheten av dioxiner i jord, kan upp mot 50 ng TEQ/kg i marken tillåtas utan att jämförvärdet på 10 % av TDI överskrids för äldre barn. Biotillgängligheten kan variera mellan ca 20-60 % (se avsnitt 8.6.3) vilket innebär att beräkningarna innehåller konservativa antaganden. Vid 18 ng TEQ/kg, vilket motsvarar det justerade riktvärdet för dioxin, bidrar intag av jord som enskild exponeringsväg till 4-13 % av TDI för modellindividerna.
pg TEQ/kg,dag
Dioxin genom intag jord, barn, bostadsområde 0.8 0.7 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1 0
KM Min Max
10
20
30
40
50
60
markkoncentration (ng TEQ/kg)
Figur 8-2. Exponering via intag av jord vid olika markkoncentrationer på bostadsområdet för olika exponeringsnivåer. Den streckade linjen markerar tröskelvärdet på 10 % av TDI. Kompletterande exponeringsberäkningar för arsenik har inte utförts, eftersom exponeringsriskerna styrs av bakgrundshalterna.
83 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Skillnaderna i exponering beror bl.a. på olika antaganden för barns kroppsvikt, där 9 kg användes för den mest exponerade individen. Denna vikt motsvarar ett barn vid 6-11 månaders ålder. Den minst exponerade individen i beräkningarna har en högre kroppsvikt och den intagna mängden jord är lägre (det avsiktliga intaget på 5 g jord vid 10 tillfällen under 0-6 år (Naturvårdsverket, 2007) har exkluderats). Beräkningen kan därmed anses gälla för äldre barn (ca 6 år). I ett bostadsområde är det relevant att ta hänsyn till att mycket små barn ska kunna leka på marken och få i sig jord utan risk. Genom att anta att intaget av jord sker 365 dagar per år för den mest exponerade modellindividen, kan exponeringsdosen överskattas eftersom det finns en årstidsbunden variation av intaget. De flesta intagsstudier har gjorts på sommaren, medan norra Sverige har ett klimat som innebär att intaget av jord blir mindre under vinterhalvåret. Det bör dock poängteras att exponeringsberäkningar för intag av jord är förknippade med osäkerheter då det är svårt att kvantifiera den mängd jord som kan intas vilket berättigar försiktiga antaganden. Eftersom inga förhöjda dioxinhalter förväntas utanför sågverksområdet och Härvelträsket är riskerna via intag av jord på det planerade bostadsområdet mycket låga för dagens situation. Den minst exponerade modellindividen för hudkontakt har en jordabsorption till huden på 1100 mg/m2. Siffran är hämtad från samma studie som KM-scenariots 2000 mg/m2 men representerar jord på händerna hos dagisbarn som vistats både inomhus och utomhus (Holmes et al, 1999). 2000 mg/m2, som används i KM-scenariot, representerar jord på händerna hos vuxna trädgårdsarbetare. Den exponerade hudytan för den minst exponerade individen har begränsats. I KM-scenariot utgår man från att allt utom bålen exponeras. Då jordabsorption på händer används som modell för resten av kroppen riskerar hudexponeringen att överskattas eftersom mer jord fastnar på händerna jämfört med övriga kroppen. Detta medför att hudexponeringen sannolikt beräknas konservativt. För att tröskelvärdet på 10% av TDI för dioxiner ska överskridas genom hudkontakt på bostadsområdet krävs en markkoncentration på ca 180 ng TEQ/kg för den mest exponerade modellindividen och ca 5000 ng TEQ/kg för den minst exponerade. För arsenik är motsvarande siffra 42-215 mg/kg TS. 8.6.2 Äventyr/sport/rekreation Eftersom intervallberäkningarna på det bostadsområdet visade att hudkontakt inte är en styrande exponeringsväg, har intervallberäkningar för rekreationsområdet endast utförts för intag av jord. I Tabell 8-5 redovisas de värden som använts i riktvärdesmodellen samt minoch maxvärden i den kompletterande beräkningen. För vuxna har intervallet höjts jämfört mot MKM-värdet då sportaktiviteter kan medföra att intaget av jord blir högre än normalt. Tabell 8-5. Humanexponeringsparametrar vid beräkning av platsspecifika riktvärden för rekreationsområdet (motsvarar MKM) och använt intervall för exponeringsberäkning. Intag av jord Intag jord (mg/dag) Antal dygn (dagar/år) Kroppsvikt (kg) * justerat från 200 till 80 dagar
Barn 0-6 år Intervall MKM 80 39-80 80* 36-80 15 9-23
84 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Vuxna 7-74 år MKM Intervall 20 20-100 80* 36-80 70 61-81
För de exponeringsnivåer som har använts i beräkningarna kan rekreationsområdet innehålla dioxinkoncentrationer mellan 100 och 1 200 ng TEQ/kg vid intag av jord, se Figur 8-3. Riktvärdet är beräknat till 150 ng TEQ/kg. För arsenik är motsvarande siffror 10-170 mg/kg TS). De mest exponerade modellindividerna har en lägre kroppsvikt jämfört med den kroppsvikt som används i riktvärdesmodellen. Jordintaget i MKM utgår från antagandet att det främst är äldre barn som vistas på MKM-områden och dessa är mindre benägna för avsiktligt intag av jord (Naturvårdsverket, 2007). Sannolikt är också äldre barn som kommer att utnyttja rekreationsområdet för de aktiviteter som planeras. Då deras intag av jord är lägre och kroppsvikten högre får dessa en betydligt lägre exponering jämfört med mycket små barn. Den minst exponerade modellindividen för dioxin utgörs av barn med en kroppsvikt på 23 kg, ett intag av jord som motsvarar det lägsta uppmätta medelvärdet i USEPAS nyckelstudier av barns jordintag (39 mg/dag, USEPA, 1996), och antalet dagar med jordintag utgörs av 36 dagar per år (motsvarar 3 dagar/månad under ett år eller 6 dagar/månad under sommarhalvåret). Eftersom ett livstidsmedelvärde beräknas för arsenik, utgör de minst och mest exponerade individerna i beräkningen extremfall. Beräkningen visar dock hur riskerna kan variera för olika individer. Exponering för dioxin via intag jord (äventyr/sport/rekreation)
pg TEQ/kg,dag
0.70
MKM Min Max
0.60 0.50 0.40 0.30 0.20 0.10 0.00 0
50
100
150
200
250
300
mg/kg,dag
markkoncentration (ng TEQ/kg)
Exponering för arsenik genom intag jord,livstidsmedelvärde (äventyr/sport/rekreation) 1.E-05 MKM 9.E-06 Min 8.E-06 Max 7.E-06 6.E-06 5.E-06 4.E-06 3.E-06 2.E-06 1.E-06 0.E+00 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 markkoncentration (mg/kg)
85 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Figur 8-3. Exponering via intag av jord vid olika markkoncentrationer på rekreationsområdet för olika exponeringsnivåer. Den streckade linjen markerar tröskelvärdet på 10 % av TDI för dioxin och lågriskvärdet för cancer (1 extra fall per 100 000 individer) för arsenik. För ett sport/aktivitetsområdet kommer det sannolikt att finnas en säsongsberoende variation för exponeringsrisken, där vinterhalvåret torde innebära lägre risk. Exponeringsriskerna är dock svåra att kvantifiera för detta användningsområde då dessa är kopplade till de aktiviteter som området kommer att erbjuda samt enskilda individers beteende på området. Genom att minimera tillgängligheten (t ex utnyttja växttäcken så att exponering för bar mark minskas) minskas riskerna generellt, dvs för alla individer. 8.6.3 Biotillgänglighet I modellen för beräkning av de platsspecifika riktvärdena tas hänsyn till den begränsade tillgängligheten vid hudkontakt, där 3 % används som ingångsvärde. För oralt intag av jord anses tillgängligheten vara 100 %, både för dioxiner och arsenik. Samma antaganden har använts för de kompletterande beräkningarna. Studier av dioxin har visat att tillgängligheten efter matsmältningen minskar om jord är den bärande matrisen. Den relativa biotillgängligheten för oralt intag av sex olika jordar varierade mellan 19% och 34% (medelvärde för sex olika jordar) och ansågs vara ett resultat av jordens sammansättning, tiden som föroreningen varit i jorden, kongensammansättningen m.m. {Ruby, 2002 446 /id;2003 304 /id}. En sammanställning av tidigare undersökningar i Ruby et al. visade att tillgängligheten kan variera från 16% till 63%. Morinello et al. (2006) sammanställde data från flera biotillgänglighetsstudier med dioxinförorenad jord och fann att biotillgängligheten vid oralt intag sannolikt underskrider 50%. I en svensk studie av bakgrundsexponerad mark från tätbebyggda områden (n=25) undersöktes biotillgängligheten in vitro av As, Cd, Cr, Ni och Pb (Ljung et al. 2007) . I de tre scenarier som användes motsvarade tillgängligheten 9,7-28,7 % för arsenik och 2,8-15,4 % för Pb. Pouschat och Agury (2006) undersökte tillgängligheten (in vitro) av arsenik i CCAkontaminerad jord efter matsmältningen och fann att den varierade mellan 21 och 66 % (medel 36-41%). Roberts et al. (2007) studerade biotillgängligheten in vivo (djurförsök på primater) och fann att tillgängligheten av arsenik efter intag av jord varierade mellan 5-31 % (14 prover från 12 olika förorenade områden). För arsenik har vetenskapliga djurförsök på primater visat att tillgängligheten av arsenik i jord vid hudkontakt är mycket låg (0,5-1%, Lowney et al., 2007). Även för dioxin är det sannolikt att 3 % i riktvärdesmodellen utgör ett konservativt värde. 8.6.4 Slutsatser Sammantaget visar beräkningarna att vid de markkoncentrationer som förekommer på området i dagsläget, kan regelbunden vistelse som medför jordintag ge en ökad exponeringsrisk. De teoretiska riskerna är dock i hög grad förknippade med den exponeringsnivå som ansätts. Under förutsättning att jordintag sker på ett sätt som motsvarar intervallberäkningarna för bostadsområdet, kan ett relativt snävt intervall markkoncentrationer ”tillåtas” för dioxiner (ca 15-50 ng TEQ/kg). Dessa koncentrationer förekommer över stora 86 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
delar av industriområdet, dock inte inom det område som planeras för bostäder. Baserat på verksamhetshistoriken förväntas inga förhöjda halter av dioxin här (ett fåtal analyser har utförts). Om intaget av jord sker på ett sätt som motsvarar intervallberäkningen för rekreationsområdet, kan ett större intervall av markkoncentrationer (100-1 200 ng TEQ/kg) vara tillåtna utan att 10 % av TDI överskrids. För arsenik är det bakgrundshalterna som styr exponeringsrisken på bostadsområdet. På rekreationsområdet kan marken teoretiskt innehålla 10-170 mg/kg TS arsenik för att lågriskvärdet för arsenik inte ska överskridas via intag av jord. Då beräkningen använder ett livstidsmedelvärde för exponeringen utgörs intervallet sannolikt av extremfall. Riskerna för exponering av arsenik styrs också av intaget av jord i vuxen ålder i beräkningarna. Exponeringsriskerna på området helt och hållet beroende på vilken kontaktfrekvens som förväntas utifrån given markanvändning, vilka individer som förväntas röra sig på området och vart på området de förväntas röra sig. Intervallberäkningarna för dioxin visar till exempel att regelbunden jordkontakt med stora delar av området vid dagens föroreningsnivåer kan vara möjlig, utan att tröskelvärdet på 10 % av TDI egentligen överskrids för äldre barn. Om man antar att sannolikheten att en viss koncentration påträffas i en slumpvis utvald punkt också representerar den area som innehåller den koncentrationen, ser man att ca 5 % av Härvelträsket och 20 % av Sågverksområdet kan innehålla halter över 1 000 ng TEQ/kg dioxin (se bilaga 2). De riktvärden som tagits fram för dioxiner är 18 ng/kg TS för bostadsområdet och 150 ng/kg TS för rekreationsområdet och intag av jord är den styrande exponeringsvägen. Riktvärden tas fram i syfte att skydda även de mest utsatta individerna och därför är de låga i förhållande till de tillåtna markkoncentrationerna i intervallberäkningarna. Intervallberäkningarnas visar på en möjlig ”toleransnivå” utöver riktvärdet och att riskerna är förknippade med exponeringsnivån. Flera antaganden bidrar till att både riktvärdet för dioxiner och intervallberäkningarna sannolikt är konservativt beräknade. Bland annat har ingen hänsyn tagits till dioxinernas lägre biotillgänglighet i jord. Denna varierar mellan olika jordar men ligger mellan 20 och 60 % men i beräkningarna har man antagit att 100 % är tillgängligt. För att få en bättre uppfattning om risker med intag av jord krävs en platsspecifik bestämning av biotillgängligheten med in vitro test. Eftersom exponeringsriskerna framförallt styrs av barns intag av jord finns ytterligare en säkerhetsmarginal. Både exponeringsberäkningarna och riktvärdet för dioxiner jämförs mot TDI, som egentligen är avsedd för att skydda mot fosterskador (d.v.s gravida kvinnor). För ”icke gravida” individer är det egentligen dioxinernas cancerframkallande effekter som bör tas hänsyn till. En nyligen genomförd riksbedömning av de cancerogena riskerna visar att risken för människa är liten eller obefintlig vid långvariga exponeringsnivåer på 2-10 pg TEQ/kg och dag (Hanberg et al., 2007). För arsenik är det tvärtom då bakgrundshalterna i marken är så pass höga att ytterligare exponering genom markföroreningar bör undvikas. Inte heller för arsenik har en lägre biotillgänglighet genom intag av jord tagits i beaktande. Beräkningarna för arsenik i riktvärdesmodellen och intervallberäkningarna grundar sig också på en person som lever totalt 80 år på samma plats (6 år som barn, 74 år som ”vuxen”). Eftersom den vuxna fasen är längre bidrar den också mest till livstidsexponeringen för arsenik. Riktvärdena är därmed inte representativa för de individer som endast tillbringar en del av sin levnad på samma område. Osäkerheter i exponeringsparametrarna har inte tagits i beaktande och dessa kan anses som stora då bl.a. intaget av jord varierar mellan olika individer. Varken intervallberäkningarna
87 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
eller riktvärdena visar till exempel inte den mest sannolika risken genom intag av jord, baserat på osäkerheter i exponeringsparametrar. Beroende på vilka åtgärder som planeras utföras på området kan olika tillvägagångssätt användas för att reducera eventuellt kvarvarande risker med området. Om små barn (2-3 år) vistas på områdena regelbundet gör de sannolikt det under kontrollerade förhållanden vilket minskar deras utsatthet. Genom sin låga kroppsvikt är dock denna grupp känsligast ur exponeringssynpunkt och verksamheten på platsen kan styras så att områden med eventuellt kvarvarande föroreningar görs mindre tillgängliga för mycket små barn. Genom marktäckande vegetation minskar man eventuell spridning av damm och partiklar som fastnar i pälsen på husdjur som rastas på området och förhindrar eventuell spridning av jord och till café-verksamheten på området. Man kan också uppmärksamma att god hand- och städhygien upprätthålls i lokalerna, vilket ytterligare minskar eventuell exponering genom t.ex. diffus spridning av damm som ackumuleras inomhus. Risker för exponering via intag av jord för barn är normalt störst för små barn som leker utomhus regelbundet, t.ex. vid dagis. Om lekplatser för barn avses byggas på området bör detta ske på områden som inte innehåller några kvarvarande föroreningar.
8.7
Kvantifiering av risknivåer
8.7.1 Allmänt Det finns åtminstone tre huvudprinciper för hur miljö- och hälsoriskbedömningar inom förorenade områden kan göras: 1. Jämförelse av uppmätta koncentrationer med riktvärden 2. Kvantifiering av risknivå 3. Kvantifiering av sannolikheten att överskrida ett referensvärde (t ex ett riktvärde eller annat referensvärde) Riskbedömningar av den första typen dominerar i Sverige. Riktvärden för vad som är oacceptabel halt baseras på exponeringssituationen och de aktuella ämnenas toxikologiska egenskaper. Vid riskbedömningen studeras bl a om de uppmätta halterna ligger över aktuella riktvärden eller inte. Ju mera de uppmätta halterna överstiger riktvärdet, desto högre antas risken vara. Det andra angreppssättet innebär att man kvantifierar risknivån baserat på exponeringssituationen och de aktuella ämnenas toxikologiska egenskaper. Risken uttrycks i termer av förväntad individrisk, exempelvis sannolikheten för förtida sjukdom eller frekvensen av cancerfall. Det tredje angreppssättet liknar det som beskrivs under punkt 1, men här sker en beräkning av sannolikheten för att ett på förhand definierat referensvärde, exempelvis ett riktvärde, överskrids. Ju större sannolikheten är att referensvärdet överskrids, desto större är risken. Som komplement till metod 1 ovan har även angreppssätt 2 och 3 använts vid Scharins för att kvantifiera riskerna. Metodiken är till stor del hämtad från en rapport inom Naturvårdsverkets kunskapsprogram Hållbar Sanering som är under publicering (Rosén et al., 2008). En utförlig beskrivning av hur riskerna vid Scharins har kvantifierats redovisas i Bilaga 8. Kvantifieringen har utförts för delområdena Sågverksområdet och Härvelträsket. För båda dessa områden har markanvändningen Äventyr/sport/rekreation föreslagits av kommunen. För 88 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
det s k A-området (slaggsand) görs istället en jämförelse av uppmätta halter mot platsspecifika riktvärden. 8.7.2 Hantering av olika typer av risker Riskkvantifieringen görs både utifrån hälso- och miljöperspektiv och med fokus på arsenik och dioxin som är de styrande föroreningarna på området. Hälso- och miljörisker kan vara aktuella både på området och i omgivningen utanför området. Riskerna är av olika karaktär, varav fem har bedömts som viktiga för Scharins-området, se Tabell 8-6. Även andra typer av risker kan finnas, t ex miljörisker såsom försämrad grundvattenkvalitet och försämrad ytvattenkvalitet. Tabell 8-6 Indelning av de viktigaste hälso- och miljöriskerna och aktuell förorening. Hälsorisk
Miljörisk
Akuta risker (akuttoxicitet) Långtidsrisk, cancerogena ämnen Långtidsrisk, icke-cancerogena ämnen Markekosystem inom området (markmiljön inom området) Ytvattenekosystem (ytvattenmiljön utanför området)
Arsenik Arsenik Dioxin Arsenik, dioxin Arsenik, dioxin
Kvantifieringen av risknivåer begränsas till djupnivån 0-1 m under markytan. Orsaken är att föroreningar på denna nivå ger upphov till störst risk, dvs risken bedöms inte underskattas. Vid en efterbehandlingsåtgärd kommer risknivån eller sannolikheten för skada samt dödsfall att minska. Minskningens storlek är ett mått på riskreduktionens storlek. 8.7.3 Akuta risker Akutrisken utgörs av risken för korttidsexponering för ett akuttoxiskt ämne. Vissa föroreningar har så hög akuttoxicitet att intag av relativt små mängder jord kan leda till akuta symtom. Arsenik, som är en av de dominerande föroreningarna på Scharins-området, har en hög akut toxicitet. För akuttoxiska effekter är den viktigaste exponeringsvägen direkt intag av jord. Den största risken för akuttoxiska effekter gäller därför små barn som kan svälja större mängder jord och dessutom har låg kroppsvikt. Akutrisken kvantifieras som sannolikheten att överskrida tröskelkoncentrationen vid ett enstaka intag av jord från en slumpmässigt vald punkt på området. Med vissa antaganden blir tröskelkoncentrationen i jord för akuta effekter 100 mg/kg och tröskelkoncentrationen för dödlig dos 2000 mg/kg. Risken beräknas ur sannolikhetsplottar, se vidare Bilaga 8. Nuläge För Härvelträsket är sannolikheten att tröskelvärdet 100 mg/kg överskrids 4,7 % och för Sågverksområdet 6,1 %. Sannolikheten att överskrida tröskelkoncentrationen för dödlig dos är mindre än 0,1 % för både Härvelträsket och Sågverksområdet. 8.7.4 Långtidsrisk, cancerogena ämnen För cancerogena ämnen kan man inte definiera någon tröskelnivå, dvs en nivå som bedöms ge låg risk för negativa hälsoeffekter. För cancerogena ämnen finns en risk även vid låga halter, 89 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
dvs även en mycket liten exponering ger teoretisk en liten risk för uppkomst av cancer. Istället antas att risken att drabbas av cancer är proportionell mot dosen. Vid Scharins är arsenik det cancerogena ämne som är styrande för risknivån. De mest betydelsefulla exponeringsvägarna är intag av jord samt hudkontakt med jord/damm. I Naturvårdsverkets beräkningsmodell för riktvärden (Naturvårdsverket, 1997a; 2007) anges en lågrisknivå där risken anses acceptabel; ett extra cancerfall per 100 000 livstidsexponerade individer. Med hjälp av beräkningsmodellen och med användandet av medelkoncentrationer i området kan den aktuella risknivån beräknas (se vidare Bilaga 8). Nuläge Risknivån för människor för långtidsexponering av arsenik vid Härvelträsket har beräknats till 1,5 ·10-5, vilket motsvarar 1,5 extra cancerfall per 100 000 långtidsexponerade individer. För Sågverksområdet är motsvarande siffra 1,9 ·10-5, vilket motsvarar knappt 2 extra cancerfall per 100 000 individer. 8.7.5 Långtidsrisk, icke- cancerogena ämnen För långtidsrisken av icke-cancerogena ämnen är det exponeringen under lång tid som är intressant. Vid Scharins är det dioxin som är det styrande ämnet för denna typ av risk. Dioxin är cancerogent, men kan även ge fosterskador. Fosterskador är också den styrande risken. Cancerrisken gäller framför allt barn, män och kvinnor som inte längre är fertila. TDI (tolerabelt dagligt intag) är satt för att skydda den känsligaste individen, dvs fostret. Risker vid långtidsexponering för icke-cancerogena ämnen hanteras i Naturvårdsverkets modell för beräkning av riktvärden. Modellen bygger på att det finns en tröskelnivå för exponeringen under vilken inga effekter förväntas (TDI-värdet). Risken kan uttryckas som sannolikheten att den acceptabla halten överskrids, vilket ger ett indirekt mått på risken. Den acceptabla halten utgörs av humanriktvärdet, beräknat enligt Naturvårdsverkets beräkningsmodell för platsspecifika riktvärden. Nuläge Sannolikheten att medelhalten överskrider humanriktvärdet 160 ng/kg har beräknats till 99 % för Härvelträsket och till 98 % för Sågverket. Det innebär att risken för skadliga långtidseffekter från dioxin i nuläget är påtaglig för människor både vid Sågverket och Härvelträsket. 8.7.6 Miljörisk – markmiljön inom området Risken för markmiljön inom området uttrycks som sannolikheten för oacceptabla effekter för en viss vald punkt på området. De oacceptabla effekterna antas uppkomma om Naturvårdsverkets referensvärde (riktvärde) för skydd av markekosystem överskrids. Sådana riktvärden (baserade på ekologiska kvalitetskriterier) finns framtagna för både mindre känslig markanvändning (MKM) och känslig markanvändning (KM) och ingår i Naturvårdsverkets modell för beräkning av platsspecifika riktvärden. För markanvändningen ”Äventyr/sport/rekreation”, som är aktuell vid Härvelträsket och Sågverket, används riktvärdet för MKM. Det beräknade riskmåttet kan uppfattas på två sätt: 90 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
• •
Sannolikheten för oacceptabla effekter i markmiljön vid en slumpvis vald punkt på området. Andelen av området där oacceptabla effekter i markmiljön kan uppkomma.
Nuläge För arsenik har sannolikheten att referensvärdet (40 mg/kg) överskrids uppskattats till 29 % vid Härvelträsket och till 14 % vid Sågverksområdet. För dioxin har sannolikheten att referensvärdet (2000 ng/kg) överskrids uppskattats till 1,6 % för Härvelträsket och till 4,3 % vid Sågverksområdet. 8.7.7 Miljörisk - ytvattenmiljö Riskerna för ytvattenmiljön (Skellefteälven) skulle kunna kvantifieras med hjälp av en spridningsmodell som bl.a. tar hänsyn till grundvattenflödet och utspädningen i älven. En enkel sådan modell finns inbyggd i Naturvårdsverkets modell för beräkning av riktvärden. Vår bedömning är dock att en sådan beräkning skulle bli alltför osäker med hänsyn till det begränsade underlagsmaterial som finns beträffande föroreningskoncentrationer i grundvatten och hydrogeologiska förhållanden. En modellberäkning blir aldrig bättre än indata och därför föreslås istället ett alternativt angreppssätt. Metodiken som föreslås innebär att en relativ kvantifiering av risken för ytvattenmiljön görs. För situationen i nuläget ges risken värdet 1. En efterbehandlingsåtgärd kommer att minska risken för ytvattenmiljön. Risken i förhållande till nuläget (nollalternativet) kan då uttryckas med ett värde mindre än 1. Denna bedömning måste göras genom en subjektiv sammanvägning av åtgärdens alla effekter. 8.7.8 Samlad bedömning och kvantifiering av total risk De risker som beräknats ovan är alla av olika typ. Det innebär att de inte direkt kan jämföras med varandra. Ett relativt enkelt mått på den totala risken är att använda sannolikheten att en slumpvis vald punkt i området ska överstiga det platsspecifika riktvärdet (dvs acceptabel halt), se Tabell 8-7. Detta mått beskriver också andelen av området som överskrider riktvärdet. Tabell 8-7 Total risk för Härvelträsket respektive Sågverksområdet (Markanvändning Äventyr/sport/rekreation) Härvelträsket Platsspecifikt riktvärde, arsenik Platsspecifikt riktvärde, dioxin P (acceptabel halt, arsenik) P (acceptabel halt, dioxin
Sågverksområdet 35 mg/kg 150 ng/kg
31 % 32 %
17 % 22 %
Av tabellen framgår att den totala risken är större för Härvelträsket än för Sågverksområdet. Riskberäkningarna indikerar att akutrisken är påtaglig inom både Härvelträsket och Sågverksområdet, trots att den akuta risken att dö för ett barn som intar jord är förhållandevis låg. Risken för cancer från långvarig arsenikexponering är något förhöjd men inte alarmerande (faktor 1,5 – 2 jämfört med lågrisknivån, dvs acceptabel halt enligt Naturvårdsverket, 1997a). Däremot är långtidsriskerna från dioxinexponering mycket höga 91 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
inom både Härvelträsket och Sågverksområdet. Även riskerna för markmiljön är höga. Sammantaget indikerar detta att den totala risken är oacceptabelt hög, såväl för människor som för miljön inom både Härvelträsket och Sågverksområdet. I flera punkter inom det s k A-området har mycket höga arsenikhalter uppmätts. Föroreningskällan utgörs av lakningsbenägen slaggsand. Slaggen ligger förhållandevis ytligt, vilket ökar risken för exponering för människor. Då halterna kraftigt överstiger det platsspecifika riktvärdet för jord (markanvändning Bostäder/arbetsplatser) bedöms risken som hög. Lakbarheten innebär också att det finns en stor risk för föroreningsspridning från slaggen.
8.8
Acceptabel föroreningshalt och restmängder
I Geo Innovas uppdrag har ingått att inom ramen för riskbedömningen uppskatta acceptabla föroreningshalter på området. Detta har gjorts för avgränsade hot spots inom Sågverksområdet och Härvelträsket samt för området med ren slaggsand inom A-området. De platsspecifika riktvärdena grundar sig på vad som har bedömts vara acceptabla risknivåer för människa och miljö. Det innebär att de halter som kan lämnas kvar på objektet med acceptabel risk är desamma som de platsspecifika riktvärdena, se Tabell 8-8. Tabell 8-8 Acceptabel föroreningshalt i olika delar av Scharins-området.
Bostäder/arbetsplatser, 0-1,5 m Bostäder/arbetsplatser > 1,5 m Äventyr/sport/rekreation, 0-1 m Äventyr/sport/rekreation > 1 m
As (mg/kg TS)
Dioxin (ng /kg TS)
20 20 35 40
18 250 150 600
Den totala mängden förorening som kan lämnas kvar på objektet med acceptabel risk har uppskattats genom att anta att de avgränsade områdena saneras ned till de platsspecifika riktvärdena (se bilaga 9 samt Figur 6-1). I Tabell 8-9 jämförs mängden föroreningar inom avgränsade hot spots före åtgärder mot den mängd föroreningar som blir kvar om områdena saneras ned till riktvärdena. Den sistnämnda mängden benämns som acceptabel föroreningsmängd i tabellen. För både Sågverksområdet respektive Härvelträsket är det de platsspecifika riktvärdena för Äventyr/sport/rekreation som är aktuella. För ”A-området” med slaggsand är det platsspecifikt riktvärde för Bostäder/Arbetsplatser som är aktuellt. För A-området saknas data avseende dioxin, varför endast beräkningar avseende arsenik utförs. Hänsyn har tagits till att den acceptabla föroreningshalten (riktvärdet) är olika på olika markdjup. För föroreningsmängder utanför avgränsade hot spots hänvisas till stycke 6.2-6.6.
92 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 8-9 Jämförelse av mängden föroreningar inom avgränsade hot spots samt den acceptabla restmängd som kvarstår innanför avgränsningarna om områdena saneras ned till riktvärdena för sågverksområdet, Härvelträsket och ”A-området” (ren slaggsand). Sågverksområdet (0-2 m) As Dioxin Mängd förorenade massor (ton) Förorenad yta (m2) Mängd förorening innanför avgränsning, nuläget (kg) Möjlig acceptabel föroreningsmängd innanför avgränsning (kg) Andel acceptabel föroreningsmängd av den totala föroreningsmängden
Härvelträsket (0-1,5 m) As Dioxin
A-området (0-0,8* m) Slaggsand
4 100
12 900
18 300
49 200
4 400+2 700*
1 400
5 900
8 200
21 900
4 100
540
0,030
1671
0,030
10 100
154
0,0048
671
0,015
142
28 %
16 %
40 %
50 %
1,4 %
* Vid beräkningen har 0,8-2 m djup antagits beroende på slaggsandens utbredning och omblandning med jord, för en mer detaljerad beskrivning hänvisas till stycke 6.4
De platsspecifika riktvärdena är baserade på de exponeringssituationer som bedöms vara aktuella vid en framtida markanvändning enligt kommunens förslag, och med hänsyn tagen till de övergripande åtgärdsmålen. Det innebär att beroende på hur exponeringssituationen och spridningsförhållandena ser ut efter en eventuell saneringsåtgärd (beror på typ av åtgärd) kan andra halter och mängder anses vara acceptabla.
8.9
Sammanfattande riskbedömning och bedömning av saneringsbehov
De mest betydande föroreningarna inom området utgörs av arsenik och dioxin, vilka båda har en mycket hög farlighet. Volymen förorenade massor kan betecknas som stor och mängden föroreningar (arsenik och dioxin) mycket stor, i enlighet med Naturvårdsverkets indelning av förorenade områden (Naturvårdsverket, 1999b). Volymen förorenade massor och föroreningsmängden finns beskrivet under avsnitt 6. I nuläget utgörs skyddsobjekten främst av människor som bor i närområdet och/eller använder området sporadiskt samt av miljön (markekosystem, ytvatten). Vid en förändrad markanvändning i framtiden kommer även boende och yrkesverksamma inom området samt människor som utnyttjar området för rekreation att utgöra skyddsobjekt. Grundvattnet betraktas inte som ett skyddsobjekt, eftersom grundvattenuttag inte är aktuellt vare sig i nuläget eller i framtiden. Däremot utgör grundvattnet en transportväg för föroreningsspridning. 8.9.1 Hälsoeffekter I nuläget är tillgängligheten till f d sågverksområdet samt området runt lackeringsbyggnaden (”A-området”) begränsad eftersom området är inhägnat. Det innebär att sannolikheten för att människor ska exponeras och utsättas för en akut risk bedöms som liten. Härvelträsket är inte 93 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
inhägnat och området utnyttjas i någon omfattning av allmänheten. En viss risk för exponering finns därför. Vid en framtida markanvändning enligt kommunens förslag ökar risken för exponering påtagligt. Intag av jord kan betraktas som den mest väsentliga exponeringsvägen för området. För det område som föreslås för bostäder/kontor kan även intag av egenodlade grönsaker vara relevant. Beräkning av platsspecifika riktvärden visar att exponeringsvägen intag av jord är styrande för dioxin på hela området (både markanvändning bostäder/arbetsplats samt sport/äventyr/rekreation). Dioxinriktvärdet har också justerats med hänsyn till att människor exponeras från föroreningar även på annat sätt, dvs endast 10 % av TDI-värdet (tolerabelt dagligt intag) får täckas in från Scharins-området. Även för arsenik är intag av jord av störst betydelse för markanvändningen sport/äventyr/rekreation (vilket inkluderar sågverksområdet och Härvelträsket). För markanvändningen bostad/arbetsplats (vilket inkluderar det s k Aområdet med slaggsand) är bakgrundshalten styrande. Bakgrundshalten av arsenik är generellt högre i Skellefteå-regionen jämfört med övriga landet. Kompletterande beräkningar visar dock att det finns en ”toleransnivå” som är högre än riktvärdet, baserat på vilka antaganden som görs för exponeringsnivåerna. Utförda riskberäkningar indikerar att akutrisken för arsenik är påtaglig inom både Härvelträsket och Sågverksområdet. Risken för cancer från långvarig arsenikexponering är något förhöjd men inte alarmerande (faktor 1,5 – 2 jämfört med lågrisknivån, dvs acceptabel halt enligt Naturvårdsverket, 1997a). Däremot är långtidsriskerna från dioxinexponering mycket höga inom både Härvelträsket och sågverksområdet. En jämförelse av uppmätta arsenikhalter inom det s k A-området mot det platsspecifika riktvärdet för Bostäder/arbetsplatser pekar på en hög risk med avseende på människors hälsa. Sammanfattningsvis måste efterbehandlingsåtgärder utformas för att reducera riskerna till acceptabla nivåer. Om risken att exponeras genom intag av jord minskas, minskar den totala hälsoriskbilden. Ur hälsorisksynpunkt bör efterbehandlingsåtgärder sträva efter att denna exponeringsväg reduceras. 8.9.2 Miljöeffekter De platsspecifika riktvärdena för ytliga nivåer styrs av hälsorisker, d.v.s. den acceptabla halten för att skydda miljön är högre än det beräknade platsspecifika riktvärdet. För nivåer djupare än 1-1,5 m under markytan är hälsoaspekterna av underordnad betydelse p g a begränsad tillgänglighet. Istället är det effekter i markmiljön som blir styrande för riktvärdet för både arsenik och dioxin. För markanvändningen äventyr/sport/rekreation styrs dioxinriktvärdet av skydd av ytvatten. Utförda riskberäkningar indikerar att risken för markmiljön är påtaglig både inom Härvelträsket och inom sågverksområdet. Riskerna är större med avseende på arsenik än med avseende på dioxin. Knappt en tredjedel (29 %) av området Härvelträsket har så pass höga arsenikhalter att oacceptabla effekter i markmiljön kan uppkomma. För sågverksområdet är motsvarande andel 14 %.
94 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
För det s k A-området bedöms risken som hög för markmiljön, då uppmätta halter av arsenik kraftigt överskrider det platsspecifika riktvärdet. Riskerna för ytvatten beskrivs i avsnitt 8.9.3 nedan. 8.9.3 Spridningsrisker Eventuell spridning av föroreningarna kan bl a ske genom transport av lösta ämnen eller partiklar i yt- och grundvatten. Grundvattenströmningen i Scharins-området är riktad åt sydost, vilket innebär att föroreningar från området kan spridas via grundvattnet till Skellefteälven. De dag- och processvattenledningar som finns inom området kan fungera som dräner och utgöra transportvägar för förorenat grundvatten. Erosion av förorenad jord i strandkanten utgör en risk för föroreningsspridning till älven. Den splintkaj som idag finns i strandkant utgör inte något fullgott skydd mot erosion och utlakning. Andra yttre förändringar, t ex en ökad nederbörd genom klimatförändringar, kan bidra till ökad utlakning. En förhöjd havsnivå (och förändrade grundvattennivåer) kan i viss mån motverkas av landhöjningen. Spridning via erosion är svår att kvantifiera och kan variera kraftigt i tiden. Den låglänta delen av Härvelträsket översvämmas idag regelbundet. Översvämningarna kan förväntas medföra sådana redox-förhållanden i marken att risken för arsenikutlakning ökar. Dessutom kan översvämningarna medföra föroreningsspridning via erosion. De nuvarande geokemiska förhållandena är sådana att de gynnar transport av arsenik. Resultat från lakförsök och utvärdering av kemiska parametrar tyder på att en sänkning av redoxförhållandena kan medföra utlakning av arsenik. Även varierande grundvattennivåer kan påverka tranporten av arsenik. Dioxiner och furaner i vattnet är i mycket lägre grad än arsenik beroende på kemiska förändringar i marken. Transport av dioxin sker främst med hjälp av partiklar och kolloider vars transporthastighet är beroende av grundvattnets hastighet. Bedömningen är också att mängden organiskt material i marken (med varierande grad av nedbrytning) gynnar transporten av dioxiner via kolloidbildning. En uppskattning av föroreningsläckaget från Scharins-området pekar på att läckaget via grundvatten av arsenik från Sågverksområdet och Härvelträsket till Skellefteälven är i storleksordningen 10-100 ggr jämfört med referensläckaget. Läckaget av arsenik genom förorenat grundvatten bedöms vara större från Härvelträsket än från sågverksområdet. En jämförelse med bakgrundshalten i älven visar dock att halttillskottet av arsenik är litet. Sannolikt krävs ett läckage som är betydligt högre än vad som här beräknats för att det ska ge effekter på halten i recipienten. Den höga vattenföringen i älven bidrar till att läckaget av föroreningar från området späds ut, även om en total omblandning inte är sannolik pga. älvens storlek och flöde. Uppmätta arsenikhalter i älven uppströms och nedströms Scharins tyder inte heller på någon uppenbar påverkan från området. För dioxin saknas ”referenskoncentrationer”. Dioxin kan sällan detekteras i opåverkade grundvatten. Eftersom dioxin detekterats i flertalet grundvattenrör inom Scharins-området kan man därför dra slutsatsen att grundvattnet inom området är påverkat. För dioxin, med extremt låga bakgrundshalter, blir recipienten känsligare för ett tillskott. För de läckage som beräknats kan ett icke försumbart halttillskott ske. Detta stämmer också med resultat från passiv provtagning där förhöjda halter av dioxin detekterades i älvvattnet utanför Scharins-området. En utvärdering av kongenmönstret i vattenprovet från oktober 2007 visar att detta är typiskt 95 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
för föroreningen på Scharins och indikerar att en påverkan från området till älven är sannolik. Den höga andelen kongener under detektionsgränsen vid sammanlagt tre passiva provtagningar i älven tyder dock på att halterna i allmänhet är låga. 8.9.4 Långtidsperspektiv Effekter på människors hälsa beror både på kort och lång sikt på exponeringssituationerna, och indirekt på aktuell markanvändning. Riskerna för markmiljön bedöms som jämförbara med nuläget även i ett långt perspektiv om inga åtgärder avseende föroreningssituationen vidtas. Risker förknippade med föroreningsspridning kommer, om området inte åtgärdas, att kvarstå. Tillskottet till älven av arsenik och dioxin från området kan därmed förväntas fortsätta. Splintkajen (som nämnts ovan) utgör inget fullgott erosionsskydd idag. Utan underhåll eller förstärkningsåtgärder kommer funktionen hos splintkajen med tiden att försämras avsevärt. Det innebär att stranden blir oskyddad och att riskerna för erosion ökar betydligt. Eftersom framför allt dioxin förekommer i strandkanten inom Härvelträsket, kan en ökad erosion förväntas utgöra en risk för ökad spridning av dioxin till älven. Idag översvämmas delar av Härvelträsket regelbundet. En förändring av havsnivån p.g.a. klimatförändringar kan förändra mönstret. I ett långt perspektiv bör det organiska materialet som finns inom stora delar av området ha brutits ned åtminstone delvis. Nedbrytningen borde innebära lägre halter av organiskt material i grundvattnet. Eftersom förekomsten av organiskt material i grundvatten gynnar transport av dioxin, skulle nedbrytningen på sikt kunna innebära en minskad dioxintransport. Landhöjningen bör medföra en ökad syretillförsel till marken (lägre grundvattennivåer), vilket stimulerar nedbrytning av organiskt material. En ökad syretillförsel kan också tänkas ge en minskad utlakning av arsenik, p g a de förändrade geokemiska förhållandena. Förändrade hydrogeologiska förhållanden, t ex genom klimatförändringar (ökad nederbörd, ökad temperatur, höjning av havsnivån), kan emellertid motverka en minskad spridning. Totalt sett är det därför svårt att avgöra om spridningen kommer att öka eller minska. Eftersom nedbrytning, landhöjning och klimatförändringar är långsamma processer förväntas inga snabba förändringar i transporten av föroreningar. 8.9.5 Bedömning av saneringsbehov och osäkerheter Både i nuläget och i framtiden, med en förändrad markanvändning enligt kommunens förslag, krävs efterbehandlingsåtgärder för Scharins-området, för att riskerna för människor och miljö ska var acceptabla. Sammantaget motiveras åtgärder mot bakgrund av följande: - Förekomst av föroreningar (arsenik, dioxin) med mycket hög farlighet - Förekomst av farliga ämnen som bör tas ur kretsloppet - Mycket stor mängd föroreningar och stor volym förorenade massor - Höga halter av arsenik i mark som kan medföra akuta hälsoeffekter - Höga halter av dioxin i mark som kan leda till negativa hälsoeffekter på lång sikt - Höga halter av arsenik och dioxin som kan påverka markmiljön negativt - Höga dioxinhalter i marken och förhöjda halter i grundvatten som medför risk för spridning och negativa effekter på ytvattenmiljön i Skellefteälven - Stora mängder dioxiner i marken som innebär att föroreningsspridning från området med grundvatten kan pågå under mycket lång tid. - Jämförelsevis hög pågående uttransport av dioxin från området. 96 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
-
Regelbunden översvämning och risk för erosion i strandkanten och därigenom föroreningsspridning
I Tabell 8-10 summeras riskerna för hälsa, miljö och spridning samt behov av riskreduktion och åtgärder. Tabell 8-10 Sammanfattning av hälso- och miljörisker samt behov av riskreduktion Delområde
Hälsorisker
Miljörisker
Risker för spridning och påverkan i ytvatten
Behov av riskreduktion
Sågverksområdet
Hälsorisker vid användning för äventyr/ sport/rekreation:
Påtaglig risk för negativa effekter på markmiljön.
Erosion och partikeltransport av föroreningar till Skellefteälven
Mkt stort behov
Dioxin i jord – långtidsrisk
Större risk m a p arsenik än dioxin
Transport av dioxin med grundvatten
Arsenik i jord - akutrisk Härvelträsket
Hälsorisker vid användning för äventyr/ sport/rekreation: Dioxin i jord – långtidsrisk
Påtaglig risk för negativa effekter på markmiljön.
Översvämning i låglänta delar av Härvelträsket.
Större risk m a p arsenik än dioxin
Erosion och partikeltransport av föroreningar till Skellefteälven
Arsenik i jord - akutrisk
Mkt stort behov
Transport av dioxin med grundvatten Strandnära förorening (dioxin) i södra delen av området A-området
Hälsorisker vid användning för bostäder/arbetsplatser: Arsenik i jord - akutrisk
Påtaglig risk för negativa effekter på markmiljön p g a höga As-halter
Små risker
Stort behov p g a markanvändningen och akutrisken
Höga halter av opolära alifater – risk för negativ miljöpåverkan
Liten risk
Stort behov p g a markanvändningen
Förhöjda PCB-halter i jord Område vid oljecisterner
Höga halter av opolära alifater - hälsorisk
I huvudsak är det områdena Sågverksområdet, Härvelträsket och A-området som behöver saneras med arsenik och dioxin som styrande föroreningar. Det oljeförorenade området vid de nu borttagna oljecisternerna samt det talloljeförorenade området vid boardfabriken bedöms också behöva saneras. Föroreningsutbredningen bedöms dock som begränsad. Den PCB-förorening som förekommer inom västra delen av industriområdet och som inte saneras i samband med rivning av transformatorer bedöms inte utgöra någon påtaglig risk för människa och miljö och något behov av sanering bedöms därför inte aktuell.
97 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Osäkerheter Riskerna är främst förknippade med de avgränsade hot-spoten, varför det bedöms som viktigast att åtgärda dessa. Riskreduktionen vid åtgärder inom dessa områden finns beskrivet under avsnittet om riskvärdering. Det finns en viss risk även utanför dessa hot-spot, eftersom avgränsningarna för Sågverksområdet och Härvelträsket har gjorts utifrån sannolikheten 0,5. Det innebär att det utanför avgränsningen är större sannolikhet att jorden är ren än att den är förorenad. Även utanför avgränsningen kan det dock fortfarande förekomma enstaka punkter med förhöjda halter, men sannolikt inte sammanhängande områden. Efter en eventuell efterbehandling finns därför en viss kvarstående risk. För A-området bedöms den utförda avgränsningen vara mindre osäker, och kvarstående risker efter ev. sanering därmed mindre.
98 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
9 Åtgärdsutredning 9.1
Åtgärdsförutsättningar
Riskbedömningen har pekat på att arsenik och dioxin är de dimensionerande föroreningarna inom området och därmed styrande för val av åtgärder inom området. Åtgärdsutredningen fokuserar därför på möjligheterna till riskreduktion för dessa ämnen. Riskbedömningen har också visat att exponeringsvägen intag av jord är av störst betydelse för hälsorisken. Framför allt är det akutrisken för arsenik och långtidsrisken från dioxinexponering som kan ge påtagliga hälsorisker. Spridning av dioxin till Skellefteälven via erosion och förorenat grundvatten bedöms utgöra den största miljörisken, men även riskerna för markmiljön bedöms som höga. Andra föroreningar (PCB, PAH, övriga metaller) förekommer på området, men i liten utsträckning. Dessa föroreningar bedöms inte ge upphov till ytterligare förorenade volymer jämfört med de som är förorenade med arsenik och/eller dioxin. Oljeförorenad jord förekommer i mindre mängder anslutning till oljecisterner och boardfabrik (se vidare Kemakta, 2005). För tidigare processvattenledningar etc finns dock ett saneringsbehov. De områden som i riskbedömningen pekats ut som aktuella för efterbehandlingsåtgärder avseende dioxin och arsenik är delar av sågverksområdet, Härvelträsket och det s.k. Aområdet. För sågverksområdet finns två olika kraftigt förorenade delområden. Den norra delen styrs av förekomsten av dioxin och inkluderar också en yta med arsenikförorenade massor. Den södra delen (nära stranden vid f.d. Hamnmagasinet) är nästan enbart förorenat med arsenik. Föroreningarna inom sågverksområdet förekommer ned till ca 1-2 m djup, där 2 m har använts vid uppskattningen av mängderna. För sågverksområdet har markanvändningen äventyr/sport/rekreation föreslagits. På Härvelträsket finns ett väl avgränsat dioxinförorenat område på den tidigare brädgården. Dioxin förekommer i huvudsak ytligt (0-0,5 m), men i en punkt nära älven (AL24) har höga halter även påträffats på större djup (ned till 1,6 m). Arsenik förekommer heterogent spritt inom olika delar av Härvelträsket. Endast till viss del sammanfaller avgränsade arsenik hot spots med dioxinföroreningen. Vid beräkningar av mängder inom Härvelträskets hot spots har föroreningsdjupet satts till 1,5 m, men underlaget för att bedöma utbredningen på djupet är begränsat. Ett djup på 1,5 m leder sannolikt inte till underskattning av mängderna. . Den föreslagna markanvändningen för Härvelträsket är äventyr/sport/rekreation. A-området, med föreslagen markanvändning bostäder/arbetsplatser, är förorenat av arsenik som härrör från slaggsand. Ren slaggsand påträffas på 0,1- 1 m djup, men medeldjupet för slaggsanden har uppskattats till 0,6 m. Inom ett begränsat område kan slaggsandsblandad jord förekomma ned till 2 m djup. I både nationell och internationell kemikaliepolitik är dioxin ett s.k. prioriterat ämne. Utsläpp av dessa ämnen skall minskas enligt POP-direktivet (EU-förordning 850/2004). Detta har påverkat valet av åtgärdsalternativ så att bortskaffande av dioxin har bedömts som viktigare än bortskaffande av arsenik vid motsvarande platsspecifika riktvärde. Förutom de rena riskfaktorerna (föroreningarnas farlighet, mängd, exponeringssituationen etc) finns det ett urval av andra aspekter som påverkar valet av åtgärd för efterbehandling. Exempel på sådana övriga faktorer som måste beaktas då de olika åtgärdsalternativen bedöms redovisas i Tabell 9-1. 99 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 9-1 Övriga faktorer att beakta vid val av åtgärd samt konsekvens av dessa (exkl rena riskfaktorer) för val av åtgärd Övrig faktor
Konsekvens för val av åtgärd
Redoxförhållanden
Förändrade geokemiska förhållanden kan ge förändrad utlakning av arsenik. Exempelvis kan en alltför tät inneslutning medföra förändrade redoxförhållanden.
Kornfördelning och organiskt innehåll
Mycket organiskt material kan innebära svårigheter att separera jorden.
Lakbarhet
Slaggsand är mycket lakningsbenägen, endast övertäckning kan innebära fortsatt hög utlakning.
Hög organisk halt i förorenade massor
Medför begränsningar avseende deponering, oavsett om det sker lokalt eller på annan plats
Kolloidtransport
Transport av dioxin i grundvatten sker i stor utsträckning med hjälp av partiklar och är kopplad till halten TOC i grundvattnet. Detta kan ha betydelse om åtgärder såsom filter övervägs.
9.2
Åtgärder för förorenad jord - allmänt
Det finns ett stort antal möjliga åtgärdsmetoder och kombinationer av metoder som kan användas vid efterbehandling av förorenade områden. Åtgärder som syftar till en reducering av exponerings- och spridningsriskerna med ett förorenat område kan delas in i a. åtgärder på plats (in situ): t ex övertäckning och avskärmning, stabilisering, biologisk behandling m.m. b. avlägsnande av föroreningar (ex situ): t ex urschaktning av jord samt efterföljande behandling Urvalet av möjliga behandlingsmetoder begränsas bl a av de aktuella föroreningarnas karaktär. Andra aspekter att beakta är föroreningarnas utbredning, krav på rening och den framtida markanvändningen. Följande metoder har bedömts som tekniskt möjliga för de aktuella föroreningarna (arsenik och dioxin), och beskrivs kortfattat nedan. Den åtgärdsutredning och beskrivning av metoder som utfördes i den tidigare huvudstudien (Kemakta, 2005) återfinns som bilaga 14. Delar av detta material har använts i metodbeskrivningarna nedan. För utförligare beskrivning hänvisas till bilaga 14.
100 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
IN SITU
Övertäckning och avskärmning Stabilisering och solidifiering in situ Elektrokinetisk rening Vitrifiering Rening av grundvatten Filterteknik och reaktiv barriär
EX SITU
Uppgrävning Deponering Jordtvätt Termisk avdrivning Förbränning Dehalogenering
Ett flertal metoder för behandling av förorenad jord, t ex markventilering, vakuumextraktion har inte bedömts vara aktuella (tekniskt möjliga) p.g.a. de aktuella föroreningarnas karaktär. Dioxiner är en grupp svårlösliga ämnen med lågt ångtryck som dessutom är svårnedbrytbara. Arsenik är en metall och inte nedbrytbar. För åtgärder ex situ krävs inledningsvis en urschaktning av de förorenade massorna varefter massorna omhändertas för behandling eller deponering. Vid metoder som kräver schaktning kommer vegetation på området att behöva röjas. Detta inkluderar avverkning och hantering av stubbar inom området, främst brädgårdsdelen. Inom Skogforsk (www.skogforsk.se) pågår ett projekt ”Teknik för hantering och uttransport av stubbdelar i slutavverkning”. Flera olika tekniker har studerats som innebär klippning grävning och fräsning. I detta fall är troligen en klippning av stubbarna att föredra för att undvika omfattande omgrävning av materialet. Under våren 2008 kommer resultat av jämförelser med ett klippaggregat och en stubbgrep att publiceras vilket bör innebära att en uppskattning av kostnader kan bedömas. I kalkylen ingår inte detta moment eftersom kostnadsbilden kan komma att bli betydligt bättre beskriven inom en snar framtid. 9.3
Åtgärder för förorenad jord in situ
9.3.1 Övertäckning och avskärmning Riskbedömningen visar på ett stort behov av åtgärder som reducerar risken för människors hälsa. Ett sådant skydd kan erhållas genom att de exponeringsvägar som utgör en risk blockeras. Den enklaste åtgärden som bedöms vara möjlig, är en enkel övertäckning av de förorenade områdena. Övertäckning innebär att en barriär av rena jordmassor läggs på förorenade massor, med eller utan föregående schaktning av förorenade massor. På detta sätt minskas exponering mot människa och miljö. En övertäckning där nya massor påförs medför en lastökning. En sådan åtgärd förutsätter därför att stabilitetsförhållandena inom området klarar detta, i annat fall krävs en grundförstärkning. Härvelträsket domineras av fyllning av organiskt ursprung samt torv, dvs fyllning och jord av kompressibel karaktär. Sonderingar har utförts inom Härvelträsket och provtagning av ytlig jord. En geoteknisk utredning har emellertid inte utförts, vilket gör att stabilitetsförhållandena inte till fullo kan bedömas.
101 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
En enkel övertäckning innebär att hälsoriskerna vid vistelse på området reduceras, men innebär inte någon minskning av spridningen av föroreningar från området till Skellefteälven via grundvatten (effekter av översköljning, t ex yterosion, minskar dock). För att erhålla en minskning av föroreningsspridningen via grundvatten krävs att en horisontell hydraulisk barriär installeras som motverkar att nederbörd infiltrerar ner i de förorenade massorna som sedan sprider föroreningar till grundvattnet. Den hydrauliska barriären kan bestå av jordmassor, om sådana med tillräckligt låg genomsläpplighet bedöms vara tillgängliga, eller någon form av geomembran, t.ex. bentonitmatta. Alternativt anläggs en mer kvalificerad täckning enligt samma principer som används vid sluttäckning av avfallsupplag. Med en hydraulisk barriär eller kvalificerad täckning är det möjligt att åstadkomma en reduktion av den infiltrerade nederbörden till de förorenade massorna. Detta innebär dock inte att föroreningstransporten (egentligen vattenomsättningen) begränsas i motsvarande utsträckning eftersom en del av föroreningsspridningen sker genom grundvattenströmning. För att styra och/eller förhindra den horisontella grundvattenströmningen genom ett område kan man anlägga s.k. vertikala barriärer. För att ytterligare styra undan inströmmande grundvatten till området kan vid behov även avledande diken och dräneringar anläggas uppströms. Eftersom föroreningarna inte avlägsnas, krävs en regelbunden kontroll av täckningen, liksom av föroreningshalter i grundvatten. Administrativa åtgärder i form av restriktioner för grävning och användning av marken krävs också. Enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual (Naturvårdsverket, 2007b) ska om föroreningar lämnas kvar på området ”skyddsåtgärder vidtas som minst motsvarar skyddsåtgärderna vid den deponiklass dit de förorenade massorna skulle ha förts om de grävts upp”. 9.3.2 Stabilisering och solidifiering in situ Stabilisering och solidifiering genomförs i syfte att immobilisera föroreningarna. Stabilisering innebär att man kemiskt binder föroreningen vid jorden genom att tillsätta ett ämne som antingen adsorberar (binder) eller fäller ut föroreningen, eller på något sätt ändrar de kemiska förhållandena. Metoden syftar till att fastlägga föroreningarna inom det förorenade området och förhindra spridning av dessa till omgivningen. Solidifiering innebär att ett bindemedel blandas in i jorden som sedan härdar till en betongliknande tät monolit. På detta sätt binds föroreningen in och vattengenomströmningen minskar. Solidifiering innebär ofta även ett visst mått av kemisk fixering. Teknikerna med immobilisering tillämpas främst på metaller. 9.3.3 Elektrokinetisk rening Vid elektrokinetisk rening utnyttjas ström för att extrahera metaller från förorenade jordar. Det pålagda elektriska fältet medför både en ökad vattenströmning och en ökad transport av metalljoner i vattenfasen. Metoden är fortfarande i utvecklingsfasen. 9.3.4 Vitrifiering Vitrifiering har utretts i tidigare studier. Metoden är närbesläktad med elektrokinetik och innebär att elektrisk energi används för att på plats hetta upp och smälta förorenad jord.
102 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Jorden omformas till en glasliknande massa med mycket liten lakningsbenägenhet. Metodens effektivitet begränsas bl a av ett högt organiskt innehåll i jorden. 9.4
Rening av grundvatten
En möjlighet att åtgärda effekterna av spridning av föroreningar från ett förorenat område är att samla in och behandla det förorenade grundvattnet. Pumpning och rening av grundvatten är ett dyrt åtgärdsalternativ som kräver framtida fortlöpande kontroll av reningsgrad och underhåll av anläggningen. Pumpning och rening kan dock behövas i samband med eventuell schaktning under grundvattenytan. Två metoder för rening av grundvatten som kan användas som åtgärd eller vid schaktningsarbeten är filtrering och kemisk fällning. Om rening av grundvatten skall ske vid efterbehandling av Scharinsområdet kan det kan inom ramen för en projektering undersökas om den befintliga sedimenteringsbassängen på Scharinsområdet kan användas. 9.4.1 Vattenrening under sanering I samband med eventuell schaktning under grundvattenytan kan inströmmande vatten till schaktgropen behöva renas innan det släpps ut i recipient. I Kemaktas studie (Kemakta, 2005) beskrivs en kontinuerlig sandfiltrering, s.k. DynaSand. Det förorenade vattnet tas in i filtrets underdel och tillåts strömma uppåt genom en vertikal sandbädd varvid de partikulära föroreningarna fastnar bädden. Den förorenade sanden pumpas i sin tur till en sandtvätt där den tvättas ren genom kraftig omblandning. Föroreningen koncentreras i tvättvattnet som uppgår till mellan 5 och 10% av den behandlade vattenvolymen. Ytterligare koncentrering av restfraktionen kan genomföras. Med denna typ av mekanisk filtrering bedöms en halt av suspenderade ämnen på omkring 10 mg/l kunna erhållas efter rening, att jämföras med den uppmätta halten i det icke renade grundvattnet på 40 mg/l. Tekniken kan kompletteras med kemisk fällning varvid en halt suspenderat material på 5 mg/l bedöms kunna uppnås (WSP, 2004). Utgående från ett flöde av 5 m3/timme och utgående suspenderade halter av 10 mg/l är kostnaden ca 200 000 kr, tillkommer för pH justering ca 50 000 kronor och eventuellt flockningskemikalier 50 000 kr. Hyra av utrustning kan göras till en kostnad av ca 25 000 kr/månad. Geo Innova bedömer att sandfiltrering ger god effekt på dioxin och också på arsenik om filtreringen utförs vid luftade förhållanden. Andra metoder som kan vara aktuella är jonbyte eller flotation. Ett företag erbjuder en mobil vattenreningsanläggning där uppumpat vatten behandlas i flera steg med bl a jonbytesprocesser, flotation och filtrering. De uppger en installationskostnad på 10 000 kr samt 20 000 kr första dagen och sedan 15 000 kr för följande dagar i driftskostnader. Anläggningen har en kapacitet på 100 m3/8 timmar. Tillkommer gör kostnad för kemikalier samt kostnad för omhändertagande av den koncentrerade föroreningen. Behandlingskostnaden för grundvattnet blir alltså mycket beroende av andra saneringsåtgärder på området, t ex urgrävning av jordmassor. 9.4.2 Filter Ett sätt att motverka föroreningsläckage till Skellefteälven är att utnyttja någon typ av passivt filter eller reaktiv barriär. Vattenburna eller vattenlösliga föroreningar kan koncentreras i ett filtermaterial. Filtret kan bestå av ett förfilter för att ta bort partikelbundna föroreningar, en matris av grövre material för att fördela flödet och en sorbent för att adsorbera lösta ämnen. 103 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
För dioxin är det i huvudsak den partikelburna fraktionen som står för föroreningstransporten, vilket bl. a. visats i undersökningar av dricksvatten (Kim et al. 2002). Det innebär att ett enkelt förfilter skulle kunna reducera den transporterade mängden dioxin. Arsenik å andra sidan transporteras i huvudsak i löst form. Som nämns i avsnitt 7.2 är järn eller manganhydroxider viktiga adsorbenter för arsenik. Ett sorptionsfilter för arsenik skulle kunna bestå av 0-värt järn. Erfarenhet av sådana reaktiva barriärer baserade på 0-värt järn finns i Kanada t.ex. Blowes et al., (2000). Denna typ av barriärer har också använts som adsorbent för just arsenik (Bain et al., 2003). Även andra metoder att med filterteknik rena grundvatten från arsenik finns (Naturvårdsverket, 2006). 9.4.3 Frysstabilisering För att minska kostnaden för vattenrening under sanering. kan också frysstabilisering tillämpas. Artificiell markfrysning används framförallt vid stabilisering av tunnlar och schakter. Markfrysning har använts för schakter på 45 m i diameter och 0,9 m djup. Markfrysning används också i miljöprojekt för att skapa grundvattenbarriärer och förhindra föroreningsspridning. När ett vattenmättat material fryser bildas först rena iskristaller i porerna. Kristallerna växer och till slut har allt tillgängligt vatten frusit. Föroreningarna i jordmaterialet blir på detta sätt immobiliserade, fångande i en ismatris. Forskning kring föroreningsspridning i frusen mark visar att föroreningarna ligger stabila under lång tid om marken är mättad och porvattnet är fruset. Genom nedläggning av kylelement på ett visst djup med metodik som vid kabelplogning kan ca 0,7 m lager frysas. Rening av avrinnande vatten omfattar betydligt mindre mängder än vid traditionell grävning. Kostnaden för frysstabilisering bedöms till mellan 250 – 400 kr/m2. Genom denna metodik minskas eller elimineras volymerna av vatten som måste renas.
9.4.4 Erosions- och översvämningsskydd Strandkanten mot älven består i stor utsträckning av splintved. Denna har hög genomsläpplighet för vatten och bryts successivt ner. Delar av området är låglänt och översvämmas regelbundet. Ett skydd i strandkant för att motverka föroreningsspridning från eventuellt kvarlämnade förorenade massor bör innefatta • skydd mot erosion • skydd mot översvämning Ett erosionsskydd kan enklast etableras utanpå befintlig slänt i strandkant. Befintlig splintkaj (horisontellt travad splintved vinkelrätt mot älven) utgör dock en försvårande omständighet eftersom den successivt kommer att brytas ned och har begränsad hållfasthet. Erosionskyddet byggs upp av sprängsten med bakfyllning av kross. För att motverka översvämning (gäller främst Härvelträsket men även Sågverksområdet vid höga vattenstånd) och därmed tillhörande erosion och utlakning krävs att en vall byggs i strandlinjen. Denna byggs av tätande massor. Även befintliga fyllnadsmassor i området har i allmänhet en hög genomsläpplighet. En tätande semipermeabel barriär måste därför också byggas under vallen.
104 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Den sträcka som är aktuella att åtgärda är främst strandlinjen från väster om Hamnmagasinet till Härvelträskets sydöstra hörn. Strandkanten i den fjärd som finns öster om Härvelträsket har inte inkluderats eftersom den enligt kommunens uppgifter är naturlig och är relativt beständig. Marknivån i denna del är också högre.
9.5
Uppgrävning och omhändertagande
Den största mängden föroreningar återfinns relativt ytligt, i den fyllning som överlagrar de naturliga jordlagren. Ingenstans inom området behöver schaktningen drivas till djup som innebär svårigheter för vanliga entreprenadutrustningar. Fyllningen, i vilken föroreningarna huvudsakligen återfinns, har en varierande kvalitet inom industriområdet. Inom sågverksområdet består fyllningen av spån/bark och trärester samt siltig grusig sand. Inom Härvelträsket utgörs fyllningen av flis, spån/bark, trärester samt torv. Massorna bedöms i huvudsak vara lättschaktade. De höga grundvattennivåerna inom området utgör dock en svårighet vid schaktning. Delar av den förorenade jordvolymen återfinns under grundvattenytan. En spont kan behöva installeras för att möjliggöra schaktning även under grundvattenytan. Länshållning av vatten kommer att behövas, oavsett om schaktning sker inom spont eller inte, och därmed också en anläggning för vattenrening för förorenat länshållningsvatten (se 9.4) Den befintliga sedimenteringsbassängen kan utnyttjas t ex som utjämningsmagasin. Vid uppgrävning av förorenade massor finns alltid en viss risk för ökad föroreningsspridning under genomförandetiden. Denna kan ske genom damning från torra, förorenade massor, spill vid lastning, lossning och transport och spridning med vatten som avrinner från uppgrävda förorenade massor eller p.g.a. haltökningar i grundvattnet vid uppgrävning samt utsläpp av länshållningsvatten. Genom lämpliga skyddsåtgärder (diskuteras ytterligare i avsnitt 11.2) bedöms dessa risker kunna motverkas. Som alternativ till skyddstäckning av angränsande områden är det möjligt att i stället utskifta massor. Detta innebär att marklager i angränsande områden schaktas och läggs i schaktgropar. På detta sätt minskas mängden återfyllnadsmassor och inga förändringar av landskapsbilden erhålls. Kostnaden för detta bedöms vara lika som för skyddstäckning eftersom schaktkostnad och kostnad för återfyllnad av massor är lika.
9.6
Omhändertagande ex situ
9.6.1 Deponering Deponering av de förorenade massorna innebär att dessa slutförvaras på annan plats. Deponering regleras av förordningen 2001:512 om deponering av avfall. I förordningen ställs tydliga funktionskrav på de tekniska konstruktioner som ska anläggas för att förhindra föroreningsspridning och samla upp lakvatten på ett kontrollerat sätt. Beroende på klassificeringen av de förorenade massorna kan deponering ske i deponi för farligt eller icke farligt avfall. För dessa gäller olika krav på infiltrationsbegränsning och transporttid till närmsta skyddsvärda recipient.
105 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
De förorenade massorna inom Scharins-området bedöms huvudsakligen utgöra icke-farligt avfall. Endast enstaka prover av de som analyserats överskrider den föreslagna gränsen för när förorenade massor ska utgöra farligt avfall, för dioxin 15 000 ng TEQ/kg TS och för arsenik 1000 mg/kg TS (Avfall Sverige, 2007). Det finns ett krav om max 5 % organisk halt (TOC) i avfall som ska deponeras. Denna siffra överskrids för betydande delar av det aktuella området (se bilaga 19). Deponering av förorenade massor kan antingen ske på extern deponi som finns på relativt kort avstånd. Detta innebär transporter med lastbil på väg. Massor innehållande arsenik får enligt uppgift (Kemakta, 2005) inte deponeras på Skellefteå kommuns avfallsupplag Degermyran. Alternativa deponier på rimligt avfall är Dåvamyra (Umeå kommun) och Robertsfors (RangSells). Anläggningarna har tillstånd att ta emot farligt avfall. Anläggningen i Robertsfors har redan tagit emot arsenikförorenade massor från andra förorenade områden. Anläggningen i Umeå utför försök med behandling av dioxinförorenade massor. Kostnaden för extern deponering av förorenade massor i Sverige varierar från 400 kr/ton upp till 700-800 kr/ton (Näslund, 2008; Kemakta & Envipro, 2007) exklusive transport och eventuell förbehandling. Användning/deponering av avfall kan ske i Norge vid Langøja. Langøja är ett före detta kalkstensbrott som tar emot avfall och farligt avfall från Danmark och Norge, bland annat flygaskor och anod-katodavfall. Genom att materialet används och inte endast deponeras bör tillstånd till transport underlättas. De begränsningar som finns vid mottagandet rör halten organiskt material, som skall vara högst 2 %. Deponering i Finland är en möjlighet, men möjligheten att få tillstånd till en export vars enda syfte är att deponeras bedöms som låg. Material med TOC-halter under 5% skulle kunna användas i deponikonstruktioner och placeras i Pori i Finland. Kostnaden för detta uppgår till 40 euro/ton. Transportkostnaden för massorna till eventuell deponering i Pori uppgår till ca 25 euro/ton. En annan finsk entreprenör bedömer kostnadsbilden på ungefär samma sätt med en deponeringskostnad av 42 euro/ton och en transportkostnad av 22 euro /ton. Kostnaden för deponering av avfall av på farligt avfalldeponi med mottagningskriterier enligt EU-direktiv bedöms av de båda finska entreprenörerna att vara i samma storleksordning (45 respektive 42 euro/ton. Omhändertagande av avfall som inte heller uppfyller kraven att få deponeras på farligt avfall deponi utan måste behandlas före deponering bedöms av ett företag att kosta 75 euro/ton. Ett alternativ till denna typ av avfall som inte uppfyller kraven på deponering på farligt avfalldeponi som erbjuds av ett finskt avfallsföretag är stabilisering med mobil station i Skellefteå och efterföljande deponering på svensk farligt-avfall deponi. Kostnaden uppgår till en initialkostnad av 25000 euro och behandlingskostnad av 30 euro/ton plus transportkostnader och deponeringskostnader i Sverige, På Scharinsområdet förekommer emellertid troligen inget sådant avfall som inte uppfyller kraven på deponering på antingen deponi för icke-farligt avfall eller för farligt avfall. Icke-farligt avfall innehållande halter av TOC högre än 5 % skulle kunna deponeras i Ryssland. Kostnad för hantering i Kaliningrad 600 kr/ton. Transport med båt till Kaliningrad 200 kr/ton. EU-regler för deponering av massor med TOC högre än 5 % gäller inte här. Bedömningen är emellertid att tillstånd för en sådan deponering är svår att erhålla. 106 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
En annan möjlighet är anläggandet av en lokal deponi på område. Sådana lösningar med specialdeponi på plats har tillämpats vid ett fåtal andra efterbehandlingsprojekt. Till ett sådant upplag samlas förorenade massor, varpå de packas och täcks. I förordningen (2001:512) om deponering av avfall ställs krav på geologisk barriär under deponin. Troligen kommer en konstgjord underliggande geologisk barriär att krävas som skall fungera som ett långsiktigt skydd för omgivningen. Ett geomembran installeras som del av täckningen för att motverka infiltration. Täckningens mäktighet bör vara så stor att klimatpåverkan av tätskiktet förhindras. Täckningen utformas i enlighet med kraven i deponeringsförordningen (SFS 2001:512). Om så anses nödvändigt kan förorenade massor förbehandlas före deponering. Sådan förbehandling för att minska lakbarheten kan ske med jordtvätt eller stabilisering av de förorenade massorna. Kostnaden för lokal deponering uppgår till i storleksordningen 1000 kr/m2 exkl. kostnader för ihopsamling, uppläggning och kontroll. Den stora nackdelen med deponeringslösningar, liksom med inneslutningar av föroreningar på platsen, är att föroreningarna förvaras istället för att destrueras. Detta innebär att deponin kan komma att behöva övervakas och kontrolleras under överskådlig tid och att framtida drift- och underhållsåtgärder kan bli aktuella. Vid deponering på en projektintern deponi kommer detta ansvar att ligga på projektets huvudman. Om extern deponi utnyttjas kommer ansvaret istället att åläggas den som tar emot de förorenade massorna. 9.6.2 Jordtvätt Jordtvätt är en metod som används för att möjliggöra återvinning av jordmaterial. Jordtvätt är en mekanisk process där den kontaminerade jorden behandlas med en tvättvätska med avsikten att koncentrera föroreningarna i finjordfraktionen och tvättvätskan. Resultatet av jordtvätten är en finfraktion med högre koncentration av föroreningar men som upptar en mycket mindre volym och en fast fas bestående av de större partiklarna med låg koncentration av föroreningar. Jordtvätt lämpar sig normalt bäst för sandiga jordar och sämre för leriga och siltiga jordar, då andelen finjord är för stor för att erhålla en tillräcklig massreduktion. Om jorden innehåller en hög halt organiskt material kan förbehandling av jorden krävas. Flis och bark som är förorenat kan ej behandlas med jordtvätt. Både stationära och mobila anläggningar förekommer. Jordtvätt är behandling av avfall och kräver tillstånd enligt miljöbalken. Om metoden används on site, kan behandlade massor användas för återfyllning inom området. Kostnaden för metoden anges i tidigare utredning (Kemakta, 2005) till mellan 500-1 100 kr/ton, vilket inkluderar både behandling och omhändertagande av den koncentrerade restfraktionen. Kostnaden varierar bl a beroende på den förorenade jordens siltinnehåll. 9.6.3 Termisk behandling Vid termisk behandling (termisk avdrivning) frigörs föroreningarna i jorden genom uppvärmning av jorden varvid föroreningarna förångas. Genom upphettning kan flyktiga organiska ämnen och ett flertal tyngre organiska föroreningar (t ex PCB, pentaklorfenol, DDT, dioxin samt vissa PAH-er) drivas av med denna metod. En viss sänkning av den organiska halten sker vid detta steg. Oorganiska föroreningar såsom metaller kan däremot inte behandlas med termisk avdrivning. De förångade ämnena kan antingen förbrännas eller tas omhand genom kondensation eller adsorption. 107 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Metoden används på uppgrävda massor och har tidigare bedömts möjlig på i stort sett alla jordtyper, med reservation för massor med ler- och silthalter över 20 %. Hög organisk halt försvårar reningen då föroreningen är hårdare bunden till jordpartiklarna och då det kan orsaka processproblem i behandlingen. En hög organisk halt innebär också att deponering av den uppkomna resten kan omöjliggöras om resthalten TOC överskrider 5 %. Vattenhalten är också betydelsefull. En hög vattenhalt ökar kostnaden. En bedömning av RGS 90 våren 2007 av testat material från Sågverksområdet, var att termisk behandling skulle vara möjlig. Vid förnyad kontakt våren 2008 bedömdes att alternativet till deponering var förbränning. Termisk behandling har tidigare förordats av en annan entreprenör. Vid kontakt våren 2008 bedömdes sannolikheten att få tillstånd från Naturvårdsverket att använda den mobila anläggningen som liten eftersom den ägdes av en utländsk samarbetspartner. Termisk avdrivning kan genomföras både i stationära anläggningar dit uppgrävda massor transporteras, eller på plats genom en mobil anläggning. För att behandling ska kunna genomföras on site krävs tillstånd enligt SFS 2007:674. En sådan tillståndsprövning kan ta relativt lång tid i anspråk. RGS 90 (muntlig kommunikation Per Lindqvist) uppskattade kostnaden för termisk behandling till 1000 – 1200 kr/ton. För längre transportavstånd kan transport med pråm vara ett alternativ till bil. Transportkostnad med pråm uppskattas till 200 kr/ton (muntlig kommunikation Per Lindqvist). Det vanligaste användningsområdet för termisk behandling är troligen oljeförorenad jord. Bedömningen av ett finskt avfallsbolag (Ville Yrjänä muntlig uppgift) är att det inte är möjligt att bli av med dioxin och samtidigt ha kvarstående organiskt material kvar i avfallet. Eftersom mobila anläggningar oftast är anpassade för destruktionen av oljeförorenad jord och inte dioxin, som kräver hög temperatur under lång tid är mobila anläggningar mindre lämpliga som behandlingsmetod. 9.6.4 Förbränning Förbränning är en etablerad metod för att destruera organiskt material. I förbränningsprocessen omvandlas de organiska föroreningarna till koldioxid och vatten. Vid behandling av förorenad jord som innehåller dioxin måste förbränningen ske vid hög temperatur och med tillräckligt lång uppehållstid för att sönderdelning av dioxinföroreningar ska ske. Alternativt kan rökgaserna behandlas i efterbrännkammare för destruktion av föroreningarna. Tungmetallerna hamnar vid förbränningen i restprodukten (askan) som därför måste tas omhand. Mer lättflyktiga metaller såsom kvicksilver och i viss mån arsenik, förångas och kan avskiljas från rökgaserna. Förbränning lämpar sig för alla typer av jordar. Det finns ett stort antal förbränningsanläggningar för avfall i Sverige, men dessa har normalt inte tillstånd att ta emot förorenad jord för förbränning En anläggning i Sverige som är tillräckligt avancerad och har tillstånd att förbränna förorenad jord är SAKABs anläggning utanför Kumla. Kostnaden för förbränning vid denna anläggning har i tidigare utredning (Kemakta, 2005) angivits till i storleksordningen 2 500 -5000 kr/ton. Enligt uppgift (SvenOlof Andersson, muntlig kommunikation) kan den stora mängden förorenade massor inom Scharins-området innebära att mellanlagring krävs, eftersom man bara har tillstånd för förbränning av en viss mängd förorenade massor per år. Tillstånd att bränna farligt avfall finns också vid Umeå Energi. För närvarande pågår tester med förorenade massor för att dimensionera bland annat inblandningsgrad av massor. Eftersom erfarenheten ännu så länge
108 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
är liten är det inte möjligt att ange kostnader för destruktion. Den uppkomna resten hanteras av företaget Umeva. I Finland finns åtminstone två anläggningar med tillstånd att ta emot förorenad jord för förbränning. Tillståndet omfattar också farligt avfall enligt EUs avfalldirektiv. Metodiken vid en anläggning innebär att det finns valmöjligheter mellan en termisk behandling med temperatur på mellan 500 -950 oC, en konventionell rosterpanna (avfallspanna) samt en långsamtroterande ugn. Behandlingen kan avpassas till föroreningsgrad och halt TOC. Kostnaderna för detta är 95 euro/ton om TOC-halterna ligger mellan 5 och 10 % i TOC-halt, 125 euro/ton om TOC-halterna är mellan 10 och 30 % och 250 euro/ton om halterna TOC är större än 30 %. Transportkostnaden till anläggningen bedöms till 40 euro/ton. En annan anläggning i Finland föreslår stabilisering av massor med halter av TOC högre än 5 % men ospecificerat till vilken högsta nivå. För höga TOC-halter föreslås förbränning som en metod. Förbränningen görs i en roterande ugn som finns på plats i Kemi. Kostnaden bedöms till 75 euro/ton för förbränning och till 52 euro/ton för stabilisering. Tillstånd finns att vid denna anläggning ta emot 180 000 ton avfall (Jussi Uotila muntlig uppgift). Kostnaden för transport till anläggningen bedöms till 22 euro/ton. 9.6.5 Biologisk behandling Biologisk behandling på urschaktade massor är snabbare, lättare att kontrollera och kan användas för ett större spektra av föroreningstyper än vid biologisk behandling in situ. Nackdelen är att de kräver schaktning av massorna. I vissa fall måste de dessutom kombineras med andra reningstekniker före eller efter den biologiska behandlingen. Vid biologisk behandling bryts föroreningarna ned på mikrobiell väg. Processerna stimuleras genom näringstillförsel, tillförsel av luft eller syre och i vissa fall även vatten. Biologisk behandling anses inte som särskilt lämpad för behandling av dioxin, även om försök på dioxinförorenad jord har utförts. För metallförorening är biologisk behandling inte en möjlig metod. 9.6.6 Dehalogenering Dehalogenering är en kemisk process som används för att behandla halogenerade föroreningar, t ex PCB, dioxiner och furaner. Behandlingen sker på uppgrävda massor och genererar en avfallsström som måste behandlas eller omhändertas. Bland metodens fördelar kan nämnas att behandlingstiden är kort och att energiåtgången är måttlig. Till metodens nackdelar hör att den endast är tillämpbar på halogenerade ämnen. Stor andel lera, organiskt material och högt vatteninnehåll är faktorer som kan påverka negativt, liksom innehåll av metaller.
9.7
Aktuella åtgärdsalternativ
Med utgångspunkt från de platsspecifika förutsättningar som gäller för de avgränsade områden inom Scharins-området samt andra faktorer som bedömts vara viktiga för åtgärderna har ett antal åtgärdsmetoder bedömts vara tekniskt och ekonomiskt genomförbara för ett eller flera delområden. Följande åtgärdsmetoder bedöms som relevanta: -
övertäckning/avskärmning 109
G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
-
filter/erosionsskydd uppgrävning/deponering externt uppgrävning/förbränning
Termisk behandling bedöms p.g.a. det höga TOC-innehållet inte som relevant. Alternativet stabilisering/solidifiering bedöms inte vara aktuell inom området. Metoderna påverkar de geokemiska förhållandena och kan därmed förändra lakningsbetingelserna. Alternativet med elektrokinetisk rening är fortfarande i utvecklingsfasen och bedöms därför inte som relevant. För metoden med vitrifiering begränsas effektiviteten av ett högt organiskt innehåll. Metoden bedöms därför inte heller som aktuell. Aktiv rening av grundvatten är inte ett långsiktigt hållbart alternativ eftersom det krävs fortlöpande kontroll av reningsgrad samt underhåll av anläggningen. Jordtvätt bedöms i det aktuella fallet som en tveksam metod med tanke på det höga organiska innehållet i jorden. Som komplement till annan metod är den dock tänkbar för delar av massorna. Biologisk behandling bedöms inte fungera tillfredsställande för de aktuella föroreningarna (arsenik och dioxin). Dehalogenering är endast tillämpbar på dioxin (ej arsenik). Eftersom faktorer som organiskt innehåll, hög vattenkvot samt innehåll av metaller kan inverka negativt på metodens effektivitet bedöms metoden ej vara aktuell. En lokal deponi bedöms inte vara en realistisk åtgärd bl a med tanke på de geotekniska förutsättningarna i området. Dessutom innebär det att kommunen tar på sig ett framtida ansvar. Ytterligare ett argument är att det i närområdet (< 10 mil) finns deponier som kan ta emot både icke farligt och farligt avfall. Bland de valda åtgärdsalternativen finns ett alternativ som benämns deponitäckning. Alternativet innebär snarast en metod för övertäckning/avskärmning med effektivare topptätning som motsvarar höga deponikrav, och motsvarar därför inte fullt ut en deponi med en geologisk barriär. De åtgärdsmetoder som bedömts som relevanta kan användas enskilt eller i kombination. Samma åtgärd kan väljas för hela området, eller olika områden kan åtgärdas på olika sätt. Utgångspunkten i de föreslagna åtgärdsalternativen är att i första hand åtgärda de avgränsade förorenade områdena. De avgränsade förorenade områdena överlappar endast till viss del varandra. Inom Sågverksområdet är det endast en liten yta som är förorenad med både arsenik och dioxin. Olika metoder för efterbehandling skulle därför kunna väljas för de olika föroreningarna. För Härvelträsket är den överlappande arean (förorenad med både arsenik och dioxin) större, se vidare Tabell 6-1. Ett sätt att jämföra olika åtgärdsalternativ skulle kunna vara att se på arsenik- och dioxinföroreningen separat. Riskbedömningen pekar på att dioxin för en stor del av området kan utgöra en något större risk ur hälso- och miljösynpunkt (mycket hög långtidsrisk för människors hälsa, sannolik föroreningsspridning till Skellefteälven där tillskottet från Scharins-området p.g.a. den extremt låga bakgrundshalten inte kan bedömas som försumbart). Undantaget är det s.k. A-området där arsenik bedöms vara viktigast (ingen förväntad
110 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
dioxinförorening). I Tabell 9-2 och Tabell 9-3 jämförs möjliga metoder mot övriga faktorer att beakta. Tabell 9-2 Föreslagna åtgärdsmetoder i jämförelse med övriga faktorer att beakta. Metod Övertäckning/ Övertäckning/avskärmning
Filter Uppgrävning/deponering
Uppgrävning/lokal deponi
Härvelträsket
Sågverket
Avskärmning kan påverka redox och utlakning Reducerar partikeltransport För hög organisk halt i stor del av massorna
Avskärmning kan påverka redox och utlakning Reducerar partikeltransport För hög organisk halt i stor del av massorna
För hög organisk halt i stor del av massorna
För hög organisk halt i stor del av massorna
Uppgrävning/förbränning
A-området Hög utlakning kvarstår Potential för hög utlakning kvarstår
Inget att förbränna/förånga
För de oljeförorenade områdena intill oljecisterner och boardfabrik har ingen ytterligare information framkommit som ändrar tidigare bedömning (Kemakta, 2005). För dessa områden föreslås urschaktning och kompostering av förorenade massor samt bioslurping av olja i fri fas. Dessutom bör tidigare använda processledningar i mark inom området saneras. I Tabell 9-4 sammanfattas de åtgärdsalternativ som bedömts som mest relevanta. Även andra kombinationer kan dock vara möjliga. Alternativen är ordnade i ökande ambitionsnivå och med ökande riskreduktion. Tabellen blir därmed en typ av ”åtgärdstrappa” där alternativ 0 innebär att inga åtgärder vidtas och alternativ 4 utgör max-alternativ. I Tabel 9-5 redovisas olika aspekter att beakta som underlag för riskvärderingen. Beskrivningarna som redovisas i Tabell 9-3 - Tabel 9-5 finns sammanfattade i Tabell 10-5 och utgör underlag för riskvärderingen.
111 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 9-3 Jämförelse av olika aspekter för olika åtgärdsalternativ Föroreningsspridni ng under genomförandet
Oskadliggörs föroreningar na
Metodens tillförlitligh et
Metodens kontrollerbarh et
Långsiktig beständigh et
Nollalternativ Övertäckning/inneslut ning
Ingen
Nej
Låg
God
Låg
Risk för ytterligare saneringsbeh ov Ja
Ingen
Nej
Måttlig/hög
Måttlig
God
Troligen inte
Övertäckning 0,3 m
Ingen
Nej
Låg
God
Låg
Ja
Övertäckning 1 m
Ingen
Nej
Måttlig
Måttlig
Måttlig
Ja, kanske
Uppgrävning
Varierande havsvattenstånd, Spridning via vatten, damning
-
Måttlig
God
God
Nej
Utskiftning av massor
Damning
Nej
Måttlig
Måttlig
God
Troligen inte
Deponering
Damning Varierande havsvattenstånd, Spridning via vatten, grumling Varierande havsvattenstånd, Spridning via vatten, grumling
Ja
Måttlig/hög
God
God
Nej
Nej
Måttlig
God
God
Ja
Måttlig
Måttlig
Måttlig
Åtgärdsmetod 0
Erosionsskydd
Filter
Förbränning
Damning
Ja dioxin, arsenik i aska
Flytt av dagvattenledning
Spridning via vatten, grumling
Nej
Restriktion er för området
Låg Endast transport av täckmassor Begr. transport av täckmassor Endast transport av täckmassor
Ja, stora
Transport av förorenad jord och återfyllnad
Ja, beroende på schaktdjup
Transport av förorenad jord och återfyllnad Transport till deponi
Ja berende på schaktdjup -
Troligen inte
Transport av material till konstruktion
-
Ja
Transport av filtermassor
-
-
Hög
God
God
Nej
Transport av förorenade massor, troligen långväga transport
Hög
God
God
Nej
Låg
112 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Transportbelastni ng och resursförbrukning
Ja Ja Ja
Aktuellt delområde
Alla
Tabell 9-4. Bedömda åtgärdsalternativ för Scharins-området Alt
Sågområdet
0
Industristaket
1A
Övertäckning/ inneslutning avgränsade förorenade massor
1B
Övertäckning/inneslutning avgränsade förorenade massor + begränsad skyddstäckning av angränsande områden
2A
Uppgrävning/ deponering alt.förbränning dioxinförorenade massor Övertäckning/ inneslutning Asförorenade massor
2B
Uppgrävning/ deponering alt.förbränning– dioxinförorenade massor Övertäckning Asförorenade massor Utskiftning av massor
Härvelträsket
A-området
Strandlinje
Oljeförorenat område
Industristaket
Ingen åtgärd
Ingen åtgärd
Ingen åtgärd
Övertäckning/ inneslutning avgränsade förorenade massor. Flytt av dagvatttenledning Övertäckning/inneslutning avgränsade förorenade massor + begränsad skyddstäckning av angränsande områden Flytt av dagvatttenledning
Övertäckning/ inneslutning
Uppgrävning/ Deponering Begränsad skyddstäckning av angränsande områden
Erosionsskydd + filter
Uppgrävning/ kompostering
Uppgrävning/ deponering alt. förbränning– dioxinförorenade massor Övertäckning/ inneslutning As-förorenade massor Flytt av dagvatttenledning Uppgrävning/ deponering alt.förbränning– dioxinförorenade massor Övertäckning Asförorenade massor Flytt av dagvatttenledning Utskiftning av massor Uppgrävning/deponering alt. förbränning av avgränsade förorenade massor Flytt av dagvatttenledning
Uppgrävning/ deponering
Erosionsskydd + filter
Uppgrävning/ kompostering
Utskiftning av massor
Uppgrävning/ deponering
Uppgrävning/deponering alt. förbränning av avgränsade förorenade massor
3B
Uppgrävning/deponering alt. förbränning av avgränsade förorenade massor Begränsad skyddstäckning av angränsande områden
Uppgrävning/deponering alt. Förbränning av avgränsade förorenade massor Begränsad skyddstäckning av angränsande områden Flytt av dagvatttenledning
Uppgrävning/ Deponering
Uppgrävning/ förbränning av avgränsade förorenade massor Begränsad täckning av angränsande områden
Uppgrävning/deponering alt.förbränning av avgränsade förorenade massor Deponitäckning Begränsad täckning av angränsande områden Flytt av dagvatttenledning
Uppgrävning/ Deponering
Uppgrävning/deponering alt. förbränning av avgränsade förorenade massor Utskiftning av massor på sågverksområdet Uppgrävning/ förbränning av avgränsade förorenade massor större schaktdjup
Uppgrävning/ förbränning av avgränsade förorenade massor Täckning av av större delen av Härvel (1m) Flytt av dagvatttenledning Uppgrävning/ förbränning av avgränsade förorenade massor större schaktdjup hela deponin 1,6 m,1 m övrigt
Uppgrävning/ Deponering
3D
4
113 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Uppgrävning/ kompostering
Uppgrävning/ Deponering
3A
3C
Uppgrävning/ kompostering
Uppgrävning/ kompostering
Erosionsskydd
Uppgrävning/ kompostering
Erosionsskydd
Uppgrävning/ kompostering
Erosionsskydd + filter
Uppgrävning/ kompostering
Begränsad skyddstäckning av angränsande områden
Begränsad skyddstäckning av angränsande områden
Uppgrävning/ Deponering
Uppgrävning/ kompostering
Tabel 9-5 Underlag för riskvärdering av olika åtgärder
Åtgärdsmoment 0 1A
1B
2A
2B
3A
3B
3C
3D
4
Nollalternativ Övertäckning/inneslut ning Uppgränvning A, Övertäckning/inneslut ning +erosionsskydd filter, skyddstäckning Uppgrävning A +dioxin, kval. övertäckning arsenik+ erosionsskydd filter Uppgrävning A + dioxin, övertäckning arsenik. Utskiftning massor Uppgrävning A +dioxin + arsenik Uppgrävning A + dioxin +arsenik, erosionsskydd, skyddstäckning Uppgrävning A +dioxin samt viss arsenik. Kval övertäckning arsenik Erosionsskydd, skyddstäckning, Uppgrävning A +arsenikoch dioxin på sågverk. Täckning Härvelträsket, Erosionssskydd filter Uppgrävning arsenik och dioxin. Större schaktdjup
Ingen
Oskadliggörs föroreningar na Nej
Låg
Låg
Låg
Risk för ytterligare saneringsbehov Ja
Låg
Ja, stora
Ingen
Nej
Måttlig
Måttlig
Måttlig
Ja
Låg
Ja
Spridning via vatten
Nej
Måttlig
Måttlig
Måttlig
Ja
Låg
Ja
Spridning via vatten, damning
Ja, dioxin (=POP), Nej As
Måttlig/hög
Måttlig
Måttlig/god
Ja
Medel
Ja, vissa
Damning, spridning via vatten
Ja dioxin, troligen arsenik
Måttlig/hög
Måttlig
Måttlig/god
Ja
Hög
Ja, vissa
Damning
Ja, troligen
God
God
God
Nej
Hög
Ja, för byggande
Damning, spridning till vatten
Ja
God
God
God
Möjligen
Hög
Ja, för byggande
Damning, spridning via vatten
Ja dioxin, troligen arsenik
God
God
Måttlig/god
Möjligen
Hög
Ja, vissa
Damning, spridning via vatten
Ja sågverk troligen Härvelträsket
God
God
Måttlig/god
Möjligen
Hög
Ja vissa
Damning spridning via vatten
Ja
God
God
God
Nej
Mycket hög
Nej
Föroreningsspridning under genomförandet
Metodens tillförlitlighet
Metodens kontrollerbarhet
114 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Långsiktig beständighet
Transportbelastning och resursförbrukning
Restriktioner för området
9.7.1 Underlag för bedömning av kostnader I Tabell 9-6 redovisas de areor och volymer (mängder) som ligger till grund för beräkning av kostnad för de olika åtgärdsalternativen. Använda areor är baserade på uppgifter från Tabell 6-1. Eftersom avgränsade områden har bestämts med stokastisk simulering finns enstaka provpunkter med halter över riktvärdet utanför de avgränsade områdena. Arealerna har valts så att dessa skall täckas in. Tabell 9-6 Använda areor och mängder i beräkning av kostnader för olika åtgärdsalternativ. Förorenade ytor och mängder
As dioxin överlappning2 enbart As dioxin (inkl. del av As) Totalt
Mängd Mängd (ton) Area (m2)1 (ton) Area (m2)1 Sågverksområdet Härvelträsket 1400 8200 5900 21900 200 3800 1200 1800 4400 4620 5900 6490 21900 22995 7100 8290 26300 27615
Mängd (ton) Area (m2)1 A-området 4100
4100
Begränsad täckning3 (m2)
15000
112500
18750
Schaktdjup4 (m) Schaktdjup4 Densitet5 (ton/m3)
1.0 1,5 1.5/1.1
0.5
0.8 / 2
1.5/1.1
1.5 / 1.8
Strandlinje Sågverksomr + Härvelträsk (m)
750
1 Beräkningen baseras på avgränsad area enligt tabell 6-1, för övertäckt area i beräkningarna av åtgärdskostnader multipliceras med 1,2 för att kompensera för slänter etc. 2 Överlappning dioxin- och arsenikförorenad mark 3 Begränsad skyddstäckning som omfattar områden med enstaka provpunkter över riktvärdet 4 Schaktdjup för A-området 0,8 m för 80 % av området, 2 m för 20 % av området (omgrävd ledningsgrav med omblandat material. Schaktdjup Sågverksområdet 1,5 m för vissa alternativ 5 Densitet slaggsand 1,8 t/m3, mineraljord (även med visst inslag av slaggsand) 1,5 t/m3. Densitet deponier Härvelträsket samt delområde såg på sågverksområdet 1.1 t/m3.
115 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
7100
Som underlag för kostnadsberäkningarna har följande á-priser antagits,Tabell 9-7 Tabell 9-7 Antagna á-priser för olika åtgärder. Kostnader är exkl. projektering, normal kontroll, projektledning, osäkerheter för tillkommande kostnader etc. Åtgärdsmoment Industristaket 2m med taggtråd Övertäckning/inneslutning Övertäckning/inneslutning deponitäckning Begränsad skyddstäckning Täckning 1 m Utskiftning av massor Schaktning ovan gvy Schaktning under gvy* Termisk behandling Deponering FA Deponering IFA Förbränning TOC 5-10 % Förbränning TOC 10 -30 % Förbränning TOC 30 – 50 % Miljökontroll, schaktning Miljökontroll, täckning Erosionsskydd Härvelträsket Erosionsskydd Sågverksområde Filter Härvelträsket Filter Sågverksområdet Spontning Återfyllnadsmassor Transportkostnad, bil ca 8-10 mil Transportkostnad, bil ca 80-90 mil Transportkostnad, båt Plombering dagvattenledning Ledning under jord 200 m à 6000kr Öppet dike 500 m à 1000kr
á-pris
Enhet
350 500
kr/m kr/m2
600 70 225 70 150 550 1500 800 450 2300 1700 2000 30 15 11200 8500 1100 1800 1000 150 150 600 200 1000000 1200000 500000
kr/m2 kr/m2 kr/m2 kr/m2 kr/ton kr/ton kr/ton kr/ton kr/ton kr/ton kr/ton kr/ton kr/ton 2 kr/m kr/m kr/m kr/m kr/m kr/m2 kr/ton kr/ton kr/ton kr/ton kr kr kr
* inkl. omhändertagande deponirest
Kostnaden för övertäckning/inneslutning inkluderar både täckning med jordmassor samt hydraulisk barriär. Begränsad skyddstäckning avser ett jordlager om ca 30 cm. Bedömningen är att eftersom skyddet i första hand avser oavsiktligt intag av dioxin- eller arsenikförorenad jord så kommer ett skikt av 30 cm att vara tillräckligt för en betydande riskreduktion. Biologisk aktivitet avtar mot djupet vilket innebär att skyddstäckning/utskiftning också att innebära en reducerad miljörisk. För A-området har antagits att 100 % av de förorenade massorna utgörs av farligt avfall. För Härvelträsket och Sågverksområdet görs bedömningen (utifrån undersökta jordprover) att de förorenade massorna bör kunna klassas som icke farligt avfall. För samtliga massor gäller dock att en slutlig karaktärisering i enlighet med mottagningskriterierna måste göras i samband med sanering. För Sågverksområdet har antagits att ca 50 % av massorna inom de avgränsade områdena uppfyller kraven för deponering (d.v.s. TOC < 5%). För Härvelträsket bedöms att 40 % av de 116 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
dioxinavgränsade områdena kan deponeras. För de arsenikavgränsade områdena inom Härvelträsket bedöms TOC-halterna överstiga 5 % (bilaga 19). Baserat på föroreningarnas utbredning mot djupet och exponeringssituationen vid den framtida markanvändningen har schaktning till 1,5 m antagits inom Sågverksområdet, 0,5 m inom Härvelträsket och 0,8 m inom A-området, samt i de omrörda delarna av A-områden 2,0 m, för de flesta alternativ. I ett par alternativ har ett något grundare schaktdjup ansatts för de arsenikförorenade områdena vid sågverksområdet (hamnmagasinet), för att undvika schaktning under grundvattenytan. I övrigt bedöms schaktning under grundvattenytan vara nödvändig för A-området, där grundvattenytan bedöms ligga 1 m under markytan. För alternativ 4 där schaktdjupet är 2 m på sågverksområdet och1,6 m på deponiområdet vid Härvelträsket bedöms också schaktning under grundvattenytan vara nödvändig. Angivna á-priser för förbränning, termisk behandling och deponering är baserade på uppgifter från Ekokem Oy Ab, Savaterra Oy, samt muntliga uppgifter från RGS 90 och Ragn-Sells, SAKAB, Umeå Energi samt NOAH As (Langøya). Vad gäller behandling av organiska massor med innehåll av dioxin förordas en förbränning av alla tillfrågade entreprenörer och inte som tidigare i vissa fall föreslagits; avdrivning av dioxin vid lägre temperatur. Mobila anläggningar förordas inte heller, en entreprenör anser att de temperaturer och den tid som fordras för att destruera dioxin gör att det är osannolikt att mobila anläggningar kan ge tillräcklig effekt. Flera anläggningar avser använda roterugn. Kostnaden för förbränning i roterugn varierar inom vida gränser. Den högsta kostnaden som anges är 4500 kr/ton och denna klarar även låg organisk halt. En annan entreprenör anger pris i roterugn till 750 kr/ton oberoende av organisk halt. För material med intermediära halter av TOC-halt i nivån större än 15 – 20 % enligt en entreprenör och i nivån 10 – 30 % angivet av en annan, kan förbränning vara möjlig att göra i rosterpanna. Kostnaden för denna typ av förbränning uppskattas till 1150 kr/ton respektive 2000 kr/ton. För låga halter av organiskt material har motstridiga uppgifter erhållits, främst troligen beroende på bedömningen av behovet av att använda kvalificerad förbränning i roterugn. Vi har i kalkylen valt att anta att den mest kvalificerade metoden är nödvändig, vilket innebär förbränning i roterugn. I kalkylen har vi valt den mest kvalificerade metodiken som kan vara aktuell inom varje intervall av TOC. Inom denna metod har vi valt den lägsta realistiska kostnaden. I huvudsak är de valda priserna en kombination av priser från två olika entreprenörer. Följande uppgifter har använts i kalkylen TOC-halt 5-10% roterande ugn TOC-halt 10 -30 % roterande ugn 50 %/roster 50% TOC-halt 30 – 50 % roster
2 300 kr 1700 kr 2000 kr
För arsenik bedöms att förbränning också kommer att vara ett användbart alternativ, i de fall deponering inte är möjlig. Syftet med förbränningen för arsenik är att halten av TOC skall hamna på sådan nivå att deponering på icke-farligt avfall deponi blir möjlig. Med hänsyn till 117 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
de halter av arsenik som förekommer i jorden bedömer vi inte att askan kommer att ge upphov till ett farligt avfall (> 1000 mg/kg) som i så fall kan kräva särskild behandling. Osäkerheten i dessa kostnader är stor. En minimumkostnad kan vara 750 kr/ton medan den maximala kostnaden kan vara så hög som 4500 kr/ton. Det sker en snabb utveckling av metoder och troligen kommer detta också att påverka kostnaderna. Kostnaderna i denna kalkyl förutsätter att en uppdelning av material med olika organisk halt kan göras, däremot förutsätts inte att separation av organiskt material från oorganiskt är möjlig. Försök med separation av organiskt material har tidigare gjorts med material som bedömts representativt för området, med mindre lyckat resultat. Troligen kan en viss separation vara möjlig. Kostnaderna för åtgärder i strandlinjen i form av erosionsskydd, översvämningsskydd och filter är baserad på uppgifter i avsnitt 9.7.2. Kostnaden för erosionsskyddet är baserad på 480 kr/m2 (sprängsten och bakfyllning av 8-32 mm) samt släntlängder i avsnitt 9.7.2. Schaktkostnaden är motsvarande som för övriga moment. Det har vidare förutsatts att spontningen inte är nödvändig, i de alternativ som innebär erosionsskydd. Längden på erosions- och översvämningsskydd och eventuellt filter (750 m, se Tabell 9-6) avser strandlinjen från väster om Hamnmagasinet till Härvelträskets sydöstra hörn. Strandkanten på den vik/fjärd som finns öster om Härvelträsket har inte inkluderats eftersom den enligt kommunen är naturlig och förefaller vara relativt beständig. Transportkostnad är beräknad på transport med bil. För deponering har transportavståndet 810 mil använts, medan det längre transportavståndet använts för metoden förbränning. Ett alternativt transportsätt vara med pråm om anläggningen är lämplig lokaliserad. Den kommunala dagvattenledning som avvattnar samhället Ursviken flyttas i samtliga åtgärdsalternativ utom 0-alternativet och alternativ 4, vilket innebär att risken för inträngning av föroreningar i ledningen och därmed direkttransport till älven kommer att minska. Ersättning av denna ledning kommer att läggas i kanten av Härvelträsket och ansluta till ett dike. Diket kommer att fungera som en dränering för grundvatten från sidorna av området. Kostnaderna för alla delar i en sådan åtgärd uppskattas till 2,7 Mkr För kostnad för sanering av oljeförorenad jord intill oljecisterner och boardfabrik (talloljeförorening) har tidigare uppskattning (Kemakta, 2005) använts, 1,4 miljoner kr. Sanering av förorenade ledningar uppskattas till 100 000 kr. 9.7.2 Åtgärder i strandlinjen Åtgärder i strandlinjen ingår i som en delåtgärd i flera alternativ. För att inte tynga beskrivningen av dessa och undvika upprepningar görs här en samlad beskrivning av dessa åtgärder. Ett skydd i strandkant för kvarlämnade förorenade massor kan innefatta 1. skydd mot erosion 2. skydd mot översvämning och yterosion 3. skydd mot föroreningsspridningen via grundvatten 4. skydd mot föroreningsspridningen via vattenomsättning kopplad till inträngande älvvatten pga vattenståndsvariationer 118 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
5. skydd mot inträngning i öppna schakter vid sanering Motiveringen av dessa åtgärder är kopplade till hur stora mängder föroreningar som lämnas kvar och värdering av de risker detta är förknippat med. Saneringsgraden varierar för nedanstående beskrivna alternativ varför de tre beskrivna skydden ovan inte behöver innefattas i alla alternativ. Erosionsskydd Som nämnts ovan består strandkanten mot älven i stor utsträckning av splintved. Ett erosionsskydd kan enklast etableras utanpå befintlig slänt i strandkant. Befintlig splintkaj (horisontellt travad splintved vinkelrätt mot älven) utgör dock en försvårande omständighet eftersom den successivt kommer att brytas ned och har begränsad hållfasthet. Bortschaktning av splintkajen under vattenytan kräver sannolikt ett skydd av spont för att undvika föroreningsspridning till älven via erosion från förorenad mark. Med tanke på att den aktuella strandlinjen från Härvelträsket till sågverksområdet är ca 750 m långt (varav Härvelträsket ca 480 m) är det eftersträvansvärt att undvika spont pga höga kostnader. Splintkajens totala mäktighet bedöms vara ca mellan 2,2 m (Härvelträsket) och 3,7 m (Sågverksområdet). Bredden bedöms till ca 5 m. Markytans höjd ovan normalvattennivån vid strandlinjen bedöms vara 0,5 m (Härvelträsket) och 1 m (Sågverksområdet). Genom att endast schakta bort splintkajen över vattenytan undviks i stor utsträckning föroreningsspridning och enklare skyddsåtgärder bedöms vara tillräckliga. Genom sådan bortschaktning avlägsnas ca 25 % av splintkajens mäktighet och också den del som snabbast bryts ner. Erosionskyddet byggs upp av sprängsten med bakfyllning av kross 8-32 mm. Översvämningsskydd För att motverka översvämning (gäller främst Härvelträsket men även Sågverksområdet vid höga vattenstånd) och därmed tillhörande erosion och utlakning krävs att en vall byggs i strandlinjen. Denna byggs av tätande massor till 1,5 m över normalvattennivån. Även befintliga fyllnadsmassor i området har i allmänhet en hög genomsläpplighet. En tätande semipermeabel barriär måste därför också byggas i anslutning till vallen ner till tätande marklager. Barriären skall vara tätande mot översvämning men tillräckligt genomsläpplig mot utströmmande vatten från området. Underlaget till fyllnadsmassorna består vanligen av siltiga sediment även om t.ex. sand också förekommer i området. Det finns ingen entydig gräns för mäktigheten av fyllnadsmassorna utan denna varierar över området. Det kan också vara svårt att uttyda vad som är fyllning och vad som är naturlig mark. Betydande torvinslag finns också i Härvelträsket. Här har antagits att i strandkant innanför splintkajen uppgår mäktigheten av genomsläppliga fyllnadsmassor till 0,5 m (Härvelträsket) och 1 m (Sågverksområdet) (baserat på jordprofiler och kommunikation med Christer Svensson, Skellefteå kommun). En viss osäkerhet råder dock kring detta. Eftersom grundvattenytan nära stranden i stort samvarierar och sammanfaller med älvens nivå samt att mäktigheten på fyllningen ungefär sammanfaller med nivåskillnaden mellan markytan i strandlinjen och vattenytan vid normalvattenstånd, så bör schakt under grundvattenytan i stort kunna undvikas om schaktning sker vid normalvattenstånd eller lägre. Schakt under grundvattenytan kan ej helt undvikas men bör vara av mindre omfattning.
Filter Betydande föroreningsmängder kan komma att lämnas kvar, främst inom Härvelträsket. För att motverka föroreningstransport kan den föreslagna tätande semipermeabla barriären 119 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
kombineras med filter som motverkar transport av föroreningar till älven. Filtret utgörs av en kombination av sorptions- och partikelfilter och kan därmed motverka såväl arsenik- som dioxintransport. Uppströms Härvelträsket byggs den nya dagvattenavledningen (se avsnitt 9.7.1). Denna kommer att motverka grundvattentransport från uppströms liggande områden och minska utlakningen i området och belastningen på filtret. Ett alternativ till att lägga en semipermeabel barriär eller filter, där så är befogat, är att göra en tät barriär i schakten och att leda ut vatten i en eller ett par punkter från området, eventuellt genom ett filter. Spontning Skydd för inträngning av vatten vid öppna schakter bedöms vara nödvändigt i det fall inget erosionsskydd anläggs och utgrävning sker i nära anslutning till grundvattenytan. Utförande Följande ordningsföljd på de olika momenten föreslås, se också Figur 9-1: 1. 2. 3. 4.
Schakt för barriär Installation av barriär (semipermeabel tätning eller filter) och skyddas med geotextil Bortschaktning av splintved ovan vattenytan Återfyllning och uppbyggnad av vall med moränliknande massor av tätande karaktär (eller med massor av motsvarande funktion, tätande och stabila) 5. Anläggande av erosionsskydd mot älven.
Gräns mellan fyllnadsmassor och silt mm
Uppfyllnad ovan befintlig markyta med tätande massor
Erosionsskydd
Högvattennivå
Normalvattennivå Fyllnadsmassor
Silt mm
Schakt som tätas eller återfylls med filtermaterial
Splintved bortschaktas och återfylls med tätande massor
Splintved som ej bortschaktas
Figur 9-1 Principutformning av åtgärder i strandlinjen. Arbetet utförs stegvis så att delsträckor åtgärdas till fullo avseende moment 3 - 4 ovan innan nästa delsträcka åtgärdas för att undvika problem med vattenståndsvariationer. Arbetet med moment 1-4 kan endast utföras vid normalvattenstånd eller lägre. Det är fördelaktigt om även moment 5 kan utföras vid sådant tillfälle. Släntlutningen, baserad på lodningar, bedöms till 1:2,5 vid Härvelträsket och 1:1,5 vid Sågverksområdet. Detta innebär släntlängder, inkl tätande vall, om 8,6 m (total höjd ca 3,2 m) vid Härvelträsket och ca 7,6 m vid Sågverksområdet (höjd ca 4,2 m).
120 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Generellt antas uppschaktad jord ej vara förorenad eller ingå som en del av annan förorenad jord (omhändertagande av förorenad jord behandlas på annan plats). Splintveden bedöms kunna transporteras till värmeverk eller avfallsvärmeverk för förbränning. Kontroll görs av att splintveden ej är förorenad med t.ex. kreosot. Uppskattade kostnader Moment
Kostnad (Mkr) Härvelträsket
Kostnad (Mkr) Sågverksområdet
Summa (Mkr)
5.3 0.5
2.3 0.5
7.6 1.0
Erosions- och översvämningsskydd inkl schakt och förbränning av splint Tilläggskostnad för filter TOTALT
8.6
9.7.3 Alt 0: Noll-alternativ Metod Nollalternativet innebär att de förorenade massorna lämnas kvar på området utan vidare saneringsåtgärder, dvs inga tekniska åtgärder utförs inom området. Området inhägnas med industristaket. Eventuellt kan administrativa åtgärder vidtas. Restriktioner i markanvändning Olika typer av administrativa åtgärder kan vara möjliga. Dessa innebär att restriktioner i markanvändning eller markarbeten kan göras. Syftet med restriktionerna är att göra tydligt för politiker och allmänhet att området innehåller föroreningar vilket kan begränsa markanvändning och markarbeten. Dessa kan innebära att området förklaras som miljöriskområde enligt SFS 1998: 830, eller att anvisningar ges i kommunens detaljplan för området om hur markarbeten skall bedrivas i området, eller att i fastighetsregistret införa anteckningar om föroreningar i området. Av dessa alternativ är det endast förordningen om miljöriskområden som ger villkor för fortsatt markanvändning, och sanktionsmöjligheter finns om inte villkoren efterlevs. Ändringar i detaljplanen kan ske utan att man tar hänsyn till lämplig markanvändning för området. Anteckningar i fastighetsregistret är inte heller bindande för markägare. Ovanstående administrativa åtgärder kan vid behov utnyttjas även för övriga åtgärdsalternativ. Bedömd riskreduktion Noll-alternativet innebär att de långsiktiga miljö- och hälsorisker som beskrivs i riskbedömningen kvarstår. På kort sikt minskar hälsoriskerna. Uppskattade kostnader Moment
Kostnad (Mkr)
Industristaket 2 m högt 2900 m
1,0
TOTALT
1,0
Kostnader för administrativa åtgärder förutsätts kunna tas inom ramen för huvudmannens ordinarie verksamhet. 121 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
9.7.4 Alt 1A: Övertäckning/inneslutning avgränsade förorenade massor (Sågverket + Härvelträsket + A-området) Metod och omfattning Detta alternativ innebär att en uppfyllnad görs av de avgränsade förorenade områdena så att det nuvarande jordlagret hamnar under markytan. Åtgärden omfattar en övertäckning med 1,5 m fyllning av de avgränsade förorenade områdena, kompletterat med en hydraulisk barriär för att förhindra infiltration av nederbörd. Dränering anläggs uppströms delområdet i syfte att leda av inströmmande grundvatten. Den hydrauliska barriären kan t ex utgöras av en bentonitmatta. I del av fyllningen läggs grövre massor som kan fungera som grävskydd för den hydrauliska barriären. Närmast bentonitmattan läggs finkornigt material som skydd för denna. Befintlig dagvattenledning plomberas, ny ledning dras till östra delen av Härvelträsket och ansluts till ett dike i kanten av Härvelträsket som avskär grundvattenströmning från öster. Bedömd riskreduktion Åtgärdsalternativet innebär att nuvarande hälso- och miljörisker reduceras till acceptabla nivåer genom att möjligheten för exponering och spridning minskar. Föroreningshalten i jorden förblir dock densamma. Den viktigaste exponeringsvägen för människan är intag av jord. Det innebär att detta alternativ eliminerar stora delar av humanexponeringen. Exponering via gasavgång från djupare skikt i marken kvarstår dock. Påverkan på markmiljön på djupare nivåer finns kvar, men kvantitativt kommer denna påverkan att minska eftersom den största biologiska aktiviteten finns i ytnära marklager. Exponering och spridning till grundvatten och ytvatten minskar genom den hydrauliska barriären. Föroreningstransporten genom Härvelträsket bedöms minska genom det avskärande diket. Alternativet innebär att de avgränsade förorenade områdena åtgärdas. Även utanför avgränsningen kan det dock förekomma enstaka punkter med förhöjda föroreningshalter. En viss kvarstående risk finns därför för exponering och spridning. Den långsiktiga risken reduceras emellertid endast i begränsad omfattning, eftersom föroreningarna lämnas kvar på området. Restriktioner i markanvändning Området förutsätts beläggas med restriktioner avseende framtida markarbeten (schaktning etc), så att inte täckningen och dess funktion skadas. Markytans utformning beror på hur konstruktionen designas, vilket kan påverka det framtida markutnyttjandet. Behov av kontroll, underhåll och skötsel Ett kontrollprogram behöver upprättas för att tillse att täckningens funktion inte skadas. Föroreningshalter i grundvatten bör följas upp.
122 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Uppskattade kostnader Moment
Kostnad (Mkr)
Övertäckning/inneslutning Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledningar Flytt av dagvattenledning Miljökontroll
22,5 1,5
TOTALT
27,4
2,7 0,7
Risker och osäkerheter Risker finns förknippade med att lämna kvar föroreningar i marken. En kvalificerad täckning som fullt uppfyller kravet avseende skyddsåtgärder som finns formulerat i Naturvårdsverket kvalitetsmanual (Naturvårdsverket, 2007), kan genom sin täthet innebära att redoxförhållandena i marken förändras. Om redoxförhållandena förändras kan detta medföra ökad utlakning av arsenik som motverkar skyddsåtgärderna. För täckningsåtgärder har det därför bedömts olämpligt att fullt ut uppfylla formella krav på minskad vattengenomströmning. Istället föreslås en horisontell hydraulisk barriär som motsvarar kravet på icke farligt avfall (50 l/m2, år) och en dränering för att motverka från sidan kommande vatten. Krav som uppfyller farligt avfall, 5 l/(m2, år) samt vertikala barriärer bedöms öka risken för utlakning. På sikt finns risk för mänsklig påverkan på anlagda konstruktioner varför riskreduktionen inte kan upprätthållas. Övriga aspekter En övertäckning kan, beroende på utformning, i viss mån förändra landskapsbilden. Eftersom alternativet endast i liten omfattning innefattar uppgrävning och externt omhändertagande blir transportbehovet litet, och negativa miljöeffekter från detta litet. 9.7.5 Alt 1B: Övertäckning/inneslutning avgränsade förorenade massor (Sågverket + Härvelträsket). Uppgrävning och deponering (A-området). Begränsad skyddstäckning angränsande områden. Erosionsskydd + filter Metod och omfattning Alternativ 1B omfattar samma åtgärder (övertäckning, hydraulisk barriär, avskärande dränering) som alternativ 1A för Sågverket och Härvelträsket, se beskrivning ovan. För Aområdet föreslås att de förorenade massorna grävs upp och deponeras på extern deponi för farligt avfall (eftersom materialet är lakningsbenäget). Dessutom utförs kompletterande åtgärder i form av en skyddstäckning av en större yta utanför avgränsade förorenade områden för att ytterligare minska risken för exponering för kvarlämnade föroreningar. I strandkanten ut mot Skellefteälven anläggs ett erosionsskydd och ett filter (innanför strandkant), i syfte att minska risken för föroreningsspridning via erosion och utströmmande grundvatten. Filtret kan utformas som ett partikel- och sorptionsfilter för att motverka transport av både dioxin och arsenik. Befintlig dagvattenledning plomberas, ny ledning dras till östra delen av Härvelträsket och ansluts till ett dike i kanten av Härvelträsket som avskär grundvattenströmning från öster.
123 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Bedömd riskreduktion Åtgärdsalternativet innebär att nuvarande hälso- och miljörisker reduceras till acceptabla nivåer genom att möjligheten för exponering och spridning minskar. Föroreningshalten i jorden förblir dock densamma. Den viktigaste exponeringsvägen för människan är intag av jord. Det innebär att detta alternativ eliminerar stora delar av humanexponeringen. Exponering via gasavgång från djupare skikt i marken kvarstår dock. Påverkan på markmiljön på djupare nivåer finns kvar, men kvantitativt kommer denna påverkan att minska eftersom den största biologiska aktiviteten finns i ytnära marklager. Exponering och spridning till grundvatten och ytvatten minskar genom den hydrauliska barriären. Föroreningstransporten genom Härvelträsket bedöms minska genom det avskärande diket. Erosionsskyddet och filtret som anläggs i strandkant reducerar föroreningsspridning till älven. För A-området som ligger inom markanvändningsområdet bostäder/arbetsplatser reduceras riskerna för hälsa och miljö kraftigt eftersom föroreningskällan tas bort. Genom att en skyddstäckning utförs på angränsande ytor till de avgränsade områdena kommer även exponeringen för ytnära förorening som lämnats kvar (utanför de avgränsade områdena) att minska. Den långsiktiga risken reduceras inte, eftersom föroreningarna lämnas kvar på området. Restriktioner i markanvändning Området förutsätt beläggas med restriktioner avseende framtida markarbeten (schaktning etc), så att inte täckningen och dess funktion skadas. Markytans utformning beror på hur konstruktionen designas, vilket kan påverka det framtida markutnyttjandet. Behov av kontroll, underhåll och skötsel Ett kontrollprogram behöver upprättas för att tillse att täckningens funktion inte skadas. Föroreningshalter i grundvatten bör följas upp. Filtret kräver visst underhåll. Uppskattade kostnader Moment
Kostnad (Mkr)
Övertäckning/inneslutning Begränsad skyddstäckning Schaktning Deponering Transport Återfyllnad Erosionsskydd + filter Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledningar Flytt av dagvattenledning Miljökontroll
20,0 10,2 2,0 5,7 1,1 1,1 8,6 1,5
TOTALT
53,7
2,7 0,8
Risker och osäkerheter Risker finns förknippade med att lämna kvar föroreningar i marken. En kvalificerad täckning som fullt uppfyller kravet avseende skyddsåtgärder som finns formulerat i Naturvårdsverket 124 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
kvalitetsmanual (Naturvårdsverket, 2007), kan genom sin täthet innebära att redoxförhållandena i marken förändras. Om redoxförhållandena förändras kan detta medföra ökad utlakning av arsenik som motverkar skyddsåtgärderna. För täckningsåtgärder har det därför bedömts olämpligt att fullt ut uppfylla formella krav på minskad vattengenomströmning. Istället föreslås en horisontell hydraulisk barriär som motsvarar kravet på icke farligt avfall (50 l/m2, år) och en dränering för att motverka från sidan kommande vatten. Krav som uppfyller farligt avfall, 5 l/(m2, år) samt vertikala barriärer bedöms öka risken för utlakning. På sikt finns risk för mänsklig åverkan på anlagda konstruktioner varför riskreduktionen inte kan upprätthållas. I samband med eventuell förprojektering/projektering behöver risker utredas närmare som grund för konstruktionslösningar (även val av filterkonstruktion). Övriga aspekter En övertäckning kan, beroende på utformning, i viss mån förändra landskapsbilden. Anläggande av erosionsskydd och filter i strandkanten utgör vattenverksamhet och kräver sannolikt tillstånd. 9.7.6 Alt 2A: Uppgrävning/deponering alt.förbränning– dioxinförorenade massor samt övertäckning av As-förorenade massor (Sågverk + Härvelträsk). Uppgrävning/deponering (A-området). Erosionsskydd + filter Metod och omfattning Alternativet innebär att de dioxinförorenade massorna inom Sågverksområdet och Härvelträsket schaktas bort för externt omhändertagande (deponering alt. förbränning). De massor som är enbart arsenikförorenade (inte dioxinförorenade) åtgärdas genom en kvalificerad övertäckning enligt beskrivning för alternativ 1A. Inom Sågverksområdet är det endast en liten yta som är förorenad med både arsenik och dioxin. För Härvelträsket är den överlappande arean större, se Tabell 9-6. I Tabell 9-8 redovisas aktuell yta som åtgärdas med respektive metod. Tabell 9-8 Föreslagen åtgärd för olika delområden, aktuella ytor( m2).
Förorenad yta, m2 (avgränsning) Förbränning låg org 5-10% Förbränning mellan org 10-30 % Förbränning hög org >30% Deponering <5% Övertäckning
Sågverksområdet As Dioxin (enbart) (inkl. As) 1 200 5 900
Härvelträsket As (enbart) Dioxin (inkl. As) 4 400 21 900
1000
3300
1000
3300
1000
6600
2900
8700
1 200
4 400
125 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
A-området As 4 100
4100
Inom Sågverksområdet bedöms dioxinförorenad jord förekomma ner till ca 1-2 m djup. Schaktning ner till 1,5 m föreslås. Genom detta schaktdjup bedöms riskerna minska avsevärt. Inom Härvelträsket bedöms dioxinföroreningen i huvudsak förekomma ner till ca 0,5 m djup, och urschaktning föreslås ned till detta djup. För A-området föreslås att de förorenade massorna grävs upp och deponeras på extern deponi för farligt avfall (eftersom materialet är lakningsbenäget). Schaktning under grundvattenytan är trolig inom A-området, vilket kan innebära att särskilda åtgärder måste vidtas för länshållning, alternativt frysstabilisering vid schaktning etc. I tabellen ovan beskrivs fördelningen av de massor som baserat på TOC-analyser inte uppfyller kravet på deponering. Erosionsskyddet och filtret som anläggs i strandkant reducerar föroreningsspridning till älven. Befintlig dagvattenledning plomberas, ny ledning dras till östra delen av Härvelträsket och ansluts till ett dike i kanten av Härvelträsket som avskär grundvattenströmning från öster. Bedömd riskreduktion Genom att schakta bort den dioxinförorenade jorden från Sågverksområdet respektive Härvelträsket (inom de avgränsade områdena) reduceras risken för människa och miljö till en acceptabel nivå avseende dioxin. Dessutom minskar risken för spridning till grundvatten och ytvatten avsevärt. Riskerna med den arsenikförorenade jorden inom Sågverksområdet och Härvelträsket minskar avsevärt genom att risken för exponering reduceras. För A-området tas merparten av föroreningskällan bort vilket minskar risken för människa och miljö. Föroreningsspridning till älven minskar genom erosionsskydd och filter. Flytt av dagvattenledning innebär att spridningsrisken på Härvelträsket minskar. Den långsiktiga risken avseende arsenik reduceras inte, eftersom förorening lämnas kvar på området. Restriktioner i markanvändning För de områden som åtgärdats genom uppgrävning av de förorenade massorna krävs inga restriktioner vid föreslagen markanvändning. För de övertäckta områdena krävs restriktioner avseende markarbeten. Behov av kontroll, underhåll och skötsel Ett kontrollprogram behöver upprättas för att tillse att täckningens funktion inte skadas. Föroreningshalter i grundvatten bör följas upp.
126 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Uppskattade kostnader Moment
Kostnad (Mkr)
Övertäckning/inneslutning Schaktning Förbränning Deponering Erosionsskydd+filter Transport Återfyllnad Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledningar Miljökontroll Flytt av dagvattenledning
3,4 5,9 29,7 10,8 8,6 11,6 5,0 1,5
TOTALT
80,3
1,1 2,7
Risker och osäkerheter Risker finns förknippade med att lämna kvar föroreningar i marken. En kvalificerad täckning som fullt uppfyller kravet avseende skyddsåtgärder som finns formulerat i Naturvårdsverket kvalitetsmanual (Naturvårdsverket, 2007), kan genom sin täthet innebära att redoxförhållandena i marken förändras. Om redoxförhållandena förändras kan detta medföra ökad utlakning av arsenik som motverkar skyddsåtgärderna. För täckningsåtgärder har det därför bedömts olämpligt att fullt ut uppfylla formella krav på minskad vattengenomströmning. Istället föreslås en horisontell hydraulisk barriär som motsvarar kravet på icke farligt avfall (50 l/m2, år) och en dränering för att motverka från sidan kommande vatten. Krav som uppfyller farligt avfall, 5 l/(m2, år) samt vertikala barriärer bedöms öka risken för utlakning. På sikt finns risk för mänsklig åverkan på anlagda konstruktioner varför riskreduktionen inte kan upprätthållas. Övriga aspekter En övertäckning kan, beroende på utformning, i viss mån förändra landskapsbilden. Anläggande av erosionsskydd och filter i strandkanten utgör vattenverksamhet och kräver sannolikt tillstånd. 9.7.7 Alt 2B: Uppgrävning/deponering alt. förbränning– dioxinförorenade massor samt övertäckning av As-förorenade massor (Sågverk + Härvelträsk). Uppgrävning/deponering (A-området). Utskiftning av massor. Metod och omfattning Alternativ 2B motsvarar alternativ 2A med vissa kompletterande åtgärder, men utan erosionsskydd och filter. Alternativet innebär att de dioxinförorenade massorna inom Sågverksområdet och Härvelträsket schaktas bort för externt omhändertagande. De massor som är enbart arsenikförorenade (inte dioxinförorenade) åtgärdas genom en kvalificerad övertäckning enligt beskrivning för alternativ 1A. För A-området föreslås att de förorenade massorna grävs upp och deponeras på extern deponi för farligt avfall (eftersom materialet är lakningsbenäget). Som komplement till dessa åtgärder utförs en utskiftning av massor som tas i anslutning till de avgränsade områdena och läggs i de uppkomna schaktgroparna.
127 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Aktuella ytor för respektive metod redovisas i Tabell 9-8 Tabell 9-8 ovan. Schaktdjupen är lika som i alternativ 2A (1,5 m för Sågverksområdet, 0,5 m för Härvelträsket och (0,8/2,0) m för A-området). Schaktning under grundvattenytan är trolig inom A-området, vilket kan innebära att särskilda åtgärder måste vidtas enligt alt 2A. De massor som inte klarar kravet på <5 % TOC för deponering föreslås omhändertas genomförbränning. Befintlig dagvattenledning plomberas, ny ledning dras till östra delen av Härvelträsket och ansluts till ett dike i kanten av Härvelträsket som avskär grundvattenströmning från öster. Bedömd riskreduktion Genom att schakta bort den dioxinförorenade jorden från Sågverksområdet respektive Härvelträsket (inom de avgränsade områdena) reduceras risken för människa och miljö till en acceptabel nivå avseende dioxin. Dessutom minskar risken för spridning till grundvatten och ytvatten avsevärt. Riskerna med den arsenikförorenade jorden inom Sågverksområdet och Härvelträsket minskar genom att risken för exponering reduceras. För A-området tas merparten av föroreningskällan bort vilket minskar risken för människa och miljö. Risken för spridning minskar genom flytt av dagvattenledning. Den långsiktiga risken avseende arsenik reduceras endast i liten omfattning, eftersom föroreningar lämnas kvar på området. Restriktioner i markanvändning För de områden som åtgärdats genom uppgrävning av de förorenade massorna krävs inga restriktioner vid föreslagen markanvändning. För de övertäckta områdena krävs restriktioner avseende markarbeten. Behov av kontroll, underhåll och skötsel Ett kontrollprogram behöver upprättas för att tillse att täckningens funktion inte skadas. Föroreningshalter i grundvatten bör följas upp. Uppskattade kostnader Moment
Kostnad (Mkr)
Övertäckning/inneslutning Utskiftning av massor Schaktning Förbränning Deponering Transport Återfyllnad
3,4 10,2 5,9 29,7 11,6 11,6 5,0
Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledningar Miljökontroll Flytt av dagvattenledning
1,5 1,1 2,7
TOTALT
82,7
128 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Risker och osäkerheter Risker finns förknippade med att lämna kvar föroreningar i marken. En kvalificerad täckning som fullt uppfyller kravet avseende skyddsåtgärder som finns formulerat i Naturvårdsverket kvalitetsmanual (Naturvårdsverket, 2007), kan genom sin täthet innebära att redoxförhållandena i marken förändras. Om redoxförhållandena förändras kan detta medföra ökad utlakning av arsenik som motverkar skyddsåtgärderna. För täckningsåtgärder har det därför bedömts olämpligt att fullt ut uppfylla formella krav på minskad vattengenomströmning. Istället föreslås en horisontell hydraulisk barriär som motsvarar kravet på icke farligt avfall (50 l/m2, år) och en dränering för att motverka från sidan kommande vatten. Krav som uppfyller farligt avfall, 5 l/(m2, år) samt vertikala barriärer bedöms öka risken för utlakning. På sikt finns risk för mänsklig åverkan på anlagda konstruktioner varför riskreduktionen inte kan upprätthållas
Övriga aspekter En övertäckning kan, beroende på utformning, i viss mån förändra landskapsbilden. 9.7.8 Alt 3A: Uppgrävning/deponering alt. förbränning– (Sågverket + Härvelträsket). Uppgrävning/deponering – (A-området). Metod och omfattning Alternativet innebär att de avgränsade förorenade massorna schaktas bort för externt omhändertagande. Förorenade massor från Sågverksområdet och Härvelträsket föreslås omhändertas genom deponering alternativt förbränning. För A-området föreslås att de förorenade massorna grävs upp och deponeras på extern deponi för farligt avfall (eftersom materialet är lakningsbenäget). Inom Sågverksområdet bedöms dioxinförorenad jord förekomma ner till ca 1-2 m djup. Schaktning ner till 1,5 m föreslås. Genom detta schaktdjup bedöms riskerna minska avsevärt, emellertid kan en del av schaktningen vid de arsenikavgränsade ytorna behöva ske under vatten. Inom Härvelträsket bedöms dioxinföroreningen i huvudsak förekomma ner till ca 0,5 m djup. Schaktning under grundvattenytan är trolig inom A-området, och vid de arsenikavgränsade ytorna, vilket kan innebära att särskilda åtgärder måste vidtas för länshållning, spontning etc. Befintlig dagvattenledning plomberas, ny ledning dras till östra delen av Härvelträsket och ansluts till ett dike i kanten av Härvelträsket som avskär grundvattenströmning från öster. I Tabell 9-9 beskrivs fördelningen mellan deponerat material och material som avses förbrännas för de olika delområdena.
129 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 9-9 Föreslagen åtgärd för olika delområden
Förorenad yta, m2 (avgränsning) Förbränning låg org 5-10% Förbränning mellan org 1030 % Förbränning hög org >30% Deponering <5%
Sågverksområdet As (enbart) Dioxin (inkl. As) 1 200 5 900
Härvelträsket As (enbart) Dioxin (inkl. As) 4 400 21 900
300
1000
300
1000
2200
3300
1000
2200
6600
600
A-området As 4 100
3300
2900
8700
4100
Bedömd riskreduktion Genom att schakta bort den förorenade jorden (inom de avgränsade områdena) från området reduceras risken (på både kort och lång sikt) för människa och miljö till en acceptabel nivå. Genom att föroreningskällan i stor utsträckning tas bort minskar risken för spridning till grundvatten och ytvatten betydligt. Risken för spridning minskar genom flytt av dagvattenledning. Eftersom föroreningar finns även utanför de avgränsade förorenade områdena kvarstår en viss risk. Restriktioner i markanvändning Inga restriktioner i föreslagen markanvändning krävs. Behov av kontroll, underhåll och skötsel Genom att de förorenade massorna tas bort krävs inget underhåll eller skötsel. Uppskattade kostnader Moment Schaktning Förbränning Deponering Transport Återfyllnad Temporär spont Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledningar Miljökontroll Flytt dagvattenledning
Kostnad (Mkr) 7,2 36,9 11,4 14,1 5,8 0,6 1,5 1,2 2,7
TOTALT
81,3
130 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Risker och osäkerheter Det finns en viss osäkerhet i hur förbränningen påverkar arsenikhalterna i askan. Kalkylen bygger på att de arsenikhalter som uppstår i askan inte medför att den skall klassificeras som farligt avfall. Övriga aspekter Åtgärden bedöms inte påverka landskapsbild eller allmänna intressen. Transporter av de förorenade massorna till extern behandling ger emissioner till luften. Transport via pråm kan ur den synpunkten vara ett miljömässigt bättre alternativ än transport via bil. 9.7.9 Alt 3B: Uppgrävning/deponering alt. förbränning (Sågverket + Härvelträsket). Uppgrävning/deponering – (A-området). Begränsad skyddstäckning av angränsande områden. Erosionsskydd. Metod och omfattning Alternativet innebär att de förorenade massorna schaktas bort för externt omhändertagande. Schaktningen på sågverksområdets dioxinförorenade ytor utförs till 1,5 m som i alternativ 3A medan schaktningen på arsenikförorenade ytor görs ned till 1,0 m för att undvika schaktning under grundvattenytan. Förorenade massor från Sågverksområdet och Härvelträsket föreslås omhändertas genom deponering alternativt förbränning. För A-området föreslås att de förorenade massorna grävs upp och deponeras på extern deponi för farligt avfall (eftersom materialet är lakningsbenäget). De massor som inte klarar kravet på <5 % TOC för deponering (enligtTabell 9-9) föreslås omhändertas genom förbränning. Till skillnad mot alternativ 3A kommer bortgrävning av de förorenade massorna inom de avgränsade områdena att kompletteras med en skyddstäckning av anslutande ytor (intill de avgränsade förorenade områdena) samt erosionsskydd i strandkanten. Eftersom de förorenade massorna i stor utsträckning avlägsnas, bedöms ett filter i strandkanten vara mindre nödvändigt. Erosionsskyddet motiveras av att erosion förekommer, föroreningar lämnas kvar på större djup och att risk finns för att det förekommer föroreningar som ej lokaliserats. Befintlig dagvattenledning plomberas, ny ledning dras till östra delen av Härvelträsket och ansluts till ett dike i kanten av Härvelträsket som avskär grundvattenströmning från öster. Bedömd riskreduktion Genom att schakta bort den förorenade jorden (inom de avgränsade områdena) från området reduceras risken (på både kort och lång sikt) för människa och miljö till en acceptabel nivå. Riskerna för människor minskas ytterligare genom en begränsad skyddstäckning av eventuell kvarvarande förorening. Genom att föroreningskällan i stor utsträckning tas bort minskar risken för spridning till grundvatten och ytvatten betydligt. Erosionsskydd ger ytterligare riskreduktion avseende spridning till ytvatten. Risken för spridning minskar genom flytt av dagvattenledning. Restriktioner i markanvändning Inga restriktioner i föreslagen markanvändning krävs. Behov av kontroll, underhåll och skötsel Genom att de förorenade massorna tas bort krävs inget underhåll eller skötsel. 131 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Uppskattade kostnader Moment
Kostnad (Mkr)
Begränsad skyddstäckning Schaktning Förbränning Deponering Transport Återfyllnad Erosionsskydd Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledningar Miljökontroll Flytt av dagvattenledning
10,2 6,6 36,0 11,2 13,8 5,6 7,7 1,5
TOTALT
96,4
1,1 2,7
Risker och osäkerheter Det finns en viss osäkerhet i hur förbränningen påverkar arsenikhalterna i askan. Kalkylen bygger på att de arsenikhalter som uppstår i askan inte medför att den skall klassificeras som farligt avfall. Mängden material som skall gå till förbränning är något mindre i detta alternativ än alternativ 3A , på grund av att schaktdjupet är 1,0 i stället för 1,5 vid de arsenikavgränsade områdena på sågverksområdet, men fördelningen mellan olika fraktioner följer i princip vad som angetts i Tabell 9-9. Övriga aspekter Anläggande av erosionsskydd i strandkanten utgör vattenverksamhet och kräver sannolikt tillstånd. Åtgärden bedöms inte påverka landskapsbild eller allmänna intressen. Transporter av de förorenade massorna till extern behandling ger emissioner till luften. Transport via pråm kan ur den synpunkten vara ett miljömässigt bättre alternativ än transport via bil. 9.7.10 Alt 3C: Uppgrävning/deponering alt.förbränning – (Sågverket + Härvelträsket). Uppgrävning/deponering – (A-området). Begränsad skyddstäckning av angränsande områden. Deponitäckning av större delar av deponiområdet på Härvelträsket. Erosionsskydd. Metod och omfattning Alternativet innebär att de dioxinförorenade massorna från sågverksområdet och Härvelträsket schaktas bort för externt omhändertagande (deponering alternativt förbränning). Schaktning av arsenikförorenade massor och dioxinförorenade massor från sågverksområdet sker med schaktdjup 1,5 m enligt alternativ 3A. Schaktdjup på de dioxinavgränsade områdena på Härvelträsket utförs till 0,5 m, men inom deponiområdet på Härvelträsket utförs i stället en kvalificerad deponitäckning. Deponitäckningen bedöms inte vara nödvändig på slamdeponin. Förorenade massor från Sågverksområdet och Härvelträsket föreslås omhändertas genom förbränning. För A-området föreslås att de förorenade massorna grävs upp och deponeras på extern deponi för farligt avfall (eftersom materialet är lakningsbenäget).
132 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Bortgrävning av de förorenade massorna inom de avgränsade områdena utanför Härvelträskets deponiområde kompletteras med en av anslutande ytor samt erosionsskydd i strandkanten. Eftersom de förorenade massorna i stor utsträckning avlägsnas, bedöms ett filter i strandkanten vara mindre nödvändigt. Erosionsskyddet motiveras av att erosion förekommer, föroreningar lämnas kvar på större djup och att risk finns för att föroreningar som ej lokaliserats finns kvar. Befintlig dagvattenledning plomberas, ny ledning dras till östra delen av Härvelträsket och ansluts till ett dike i kanten av Härvelträsket som avskär grundvattenströmning från öster. Bedömd riskreduktion Genom att schakta bort den förorenade jorden (inom de avgränsade områdena) från området reduceras risken för människa och miljö till en acceptabel nivå. Riskerna för exponering av arsenik minskas genom den kvalificerade deponitäckningen och genom skyddstäckning av eventuell kvarvarande förorening på andra områden. Genom att föroreningskällan i närheten av älven i stor utsträckning tas bort minskar risken för spridning till grundvatten och ytvatten betydligt. Erosionsskydd ger ytterligare riskreduktion avseende spridning till ytvatten. Risken för spridning minskar genom flytt av dagvattenledning. Restriktioner i markanvändning Vissa restriktioner i markanvändningen på Härvelträsket krävs. Behov av kontroll, underhåll och skötsel Viss kontroll och underhåll av deponitäckningen kommer att behövas Uppskattade kostnader Moment Övertäckning/inneslutning Begränsad skyddstäckning Schaktning Förbränning Deponering Transport Återfyllnad Erosionsskydd Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledning Miljökontroll Flytt av dagvattenledning
Kostnad (Mkr) 22,8 7,6 4,7 32,8 8,7 15,8 5,8 5,4 1,5 1,2 2,7
TOTALT
109
Risker och osäkerheter Det finns en viss osäkerhet i hur förbränningen påverkar arsenikhalterna i askan. Kalkylen bygger på att de arsenikhalter som uppstår i askan inte medför att den skall klassificeras som farligt avfall. Något mindre mängder arsenikförorenad jord kommer att gå till förbränning i detta alternativ jämfört med alternativ 3B. Övriga aspekter Anläggande av erosionsskydd i strandkanten utgör vattenverksamhet och kräver sannolikt tillstånd.
133 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
9.7.11 Alt 3D: Uppgrävning/deponering alt.förbränning – (Sågverket + dioxinavgränsade områden på Härvelträsket). Uppgrävning/deponering – (Aområdet). Utskiftning av angränsande områden på sågverksområdet och återfyllnad. 1 m återfyllnad på hela Härvelträsket. Erosionsskydd + filter. Metod och omfattning Alternativet motsvarar alternativ 3B i schaktdjup för sågverksområdet och A-området, men på Härvelträsket görs en ny avgränsning av de områden som behöver grävsaneras. Genom en täckning på 1 m bedöms det platsspecifika riktvärdet för dioxin kunna uppgå till 600 ng/kg i stället för det tidigare på 150 ng/kg. Schaktdjupet på den del som täcks bedöms kunna uppgå till 0,25 m. Förorenade massor från Sågverksområdet och Härvelträsket föreslås omhändertas genom förbränning. För A-området föreslås att de förorenade massorna grävs upp och deponeras på extern deponi för farligt avfall (eftersom materialet är lakningsbenäget). Bortgrävning av de förorenade massorna inom de avgränsade områdena kompletteras med en skyddstäckning av anslutande ytor samt erosionsskydd och filter i strandkanten. Eftersom de förorenade massorna i viss utsträckning lämnas kvar, bedöms ett filter i strandkanten vara nödvändigt. Erosionsskyddet motiveras av att erosion förekommer, föroreningar lämnas kvar på större djup och att risk finns för att ej lokaliserade föroreningar förekommer. Befintlig dagvattenledning plomberas, ny ledning dras till östra delen av Härvelträsket och ansluts till ett dike i kanten av Härvelträsket som avskär grundvattenströmning från öster. Bedömd riskreduktion Genom att schakta bort den förorenade jorden (inom sågverksområdet) reduceras risken för människa och miljö till en acceptabel nivå. Riskerna för exponering av föroreningar från Härvelträskområdet minskas genom övertäckningen och genom utskiftning av massor på sågverksområdet. Risk för spridning förekommer från Härvelträskområdet. Erosionsskydd och filter ger riskreduktion avseende spridning till ytvatten. Risken för spridning minskar genom flytt av dagvattenledning. Restriktioner i markanvändning Vissa restriktioner i markanvändningen krävs på Härvelträskområdet. Behov av kontroll, underhåll och skötsel Viss kontroll och underhåll av deponitäckningen kommer att behövas
134 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Uppskattade kostnader Moment Övertäckning Schaktning Förbränning Deponering Transport Återfyllnad Erosionsskydd +filter Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledning Miljökontroll Flytt av dagvattenledning
Kostnad (Mkr) 25,3 4,4 21,6 9,7 13,8 9,2 8,6 1,5 2,5 2,7 99,4
TOTALT
Risker och osäkerheter Det finns en viss osäkerhet i hur förbränningen påverkar arsenikhalterna i askan. Kalkylen bygger på att de arsenikhalter som uppstår i askan inte medför att den skall klassificeras som farligt avfall. Det finns en osäkerhet i avgränsningen av de områden som har halter överstigande det tänkta platsspecifika riktvärdet på 600 ng/kg. Övriga aspekter Anläggande av erosionsskydd och filter i strandkanten utgör vattenverksamhet och kräver sannolikt tillstånd. 9.7.12 Alt 4: Uppgrävning/deponering alt.förbränning – (Sågverket + Härvelträsket). Uppgrävning/deponering – (A-området). Utgrävning motsvarande skyddstäckning. Stora schaktdjup Metod och omfattning Alternativet är en omfattande utgrävning till schaktdjup 2,0 m på sågverksområdet, samt 1 m på Härvelträsket, förutom på Härvelträskets deponiområde där schaktning görs till 1,6 m. En utgrävning görs av angränsande områden som motsvarar skyddstäckning. Med denna omfattande bortgrävning av föroreningar bedöms inte erosionsskydd eller filter vara nödvändiga. Massor förorenade av både dioxin och arsenik från Sågverksområdet och Härvelträsket föreslås omhändertas genom förbränning. För A-området föreslås att de förorenade massorna grävs upp och deponeras på extern deponi för farligt avfall (eftersom materialet är lakningsbenäget). Bedömd riskreduktion Genom att schakta bort den förorenade jorden reduceras risken för människa och miljö till en acceptabel nivå. Riskerna för exponering av föroreningar från alla områden elimineras. Restriktioner i markanvändning Inga restriktioner i markanvändning
135 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Behov av kontroll, underhåll och skötsel Viss kontroll och underhåll av deponitäckningen kommer att behövas Uppskattade kostnader Moment Schaktning Utgrävning angränsande områden Förbränning Deponering Transport Återfyllnad Temporär spontning Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledning Miljökontroll
Kostnad (Mkr) 47,9 10,2 196,9 19 69,6 22,0 4,6 1,5 1,8 373,6
TOTALT
Risker och osäkerheter Det finns en viss osäkerhet i hur förbränningen påverkar arsenikhalterna i askan. Kalkylen bygger på att de arsenikhalter som uppstår i askan inte medför att den skall klassificeras som farligt avfall. Mycket stor osäkerhet finns i bedömd kostnad för schaktning på Härvelträsket. Små variationer i det bedömda medelschaktdjupet leder till stora skillnader i massor som skall schaktas bort och behandlas. 9.7.13 Andra alternativ En rad andra kombinationsmöjligheter utöver vad som här föreslagits föreligger. Vidare kan man tänka sig schaktning till större djup på sågverksområdet för att ytterligare begränsa risken. Detta har dock inte bedömts som kostnadsmässigt motiverat med tanke på att föroreningarna i huvudsak förekommer i de ytligare jordlagren. Schakt under grundvattenytan bedöms som avsevärt dyrare och medför också spridningsrisker under utförandet. Vidare ökar kostnaden för omhändertagande betydligt.
136 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
10 Förslag till riskvärdering 10.1 Bakgrund De mest betydande föroreningarna inom Scharins-området utgörs av arsenik och dioxin, som båda har en hög farlighet. Volymen förorenade massor och mängden föroreningar är att betrakta som mycket stor. Med utgångspunkt från de aktuella föroreningsnivåerna, områdets spridningsförutsättningar samt områdets känslighet och skyddsvärde har en bedömning av riskerna för människa och miljö gjorts. Den utförda riskbedömningen har pekat på ett stort åtgärdsbehov inom Scharins-området för att riskerna för människor och miljö ska vara acceptabla. Behovet av efterbehandling finns för samtliga tre områden som avgränsats som förorenade av arsenik och/eller dioxin, dvs Sågverksområdet, Härvelträsket och det s k Aområdet vid f d lackeringsbyggnaden (slaggsand). En jämförelse av den totala risken mellan Härvelträsket och Sågverksområdet visar att risken för människa och miljö är större vid Härvelträsket än vid Sågverksområdet. Volymen förorenade massor är också störst vid Härvelträsket. Den största mängden arsenikförorening återfinns inom A-området. Mängden dioxin är i samma storleksordning för Sågverksområdet och Härvelträsket (och bedöms som försumbar vid A-området). Riskbedömningen har också visat att exponeringsvägen intag av jord är av störst betydelse för hälsorisken. Framför allt är det akutrisken (arsenik) och långtidsrisken från dioxinexponering som är påtagliga hälsorisker. Spridning av dioxin till Skellefteälven via erosion och förorenat grundvatten bedöms utgöra den största miljörisken, men även riskerna för markmiljön bedöms som höga. I en riskvärdering görs en sammanvägd bedömning av olika åtgärdsalternativ där hänsyn tas till vad som är miljömässigt motiverat, tekniskt möjligt och ekonomiskt rimligt. I riskvärderingen beaktas också andra aspekter, t.ex. att dioxin är ett priorierat ämne enligt det s.k. POP-direktivet. 10.2 Sammanfattning av åtgärdsalternativ I åtgärdsutredningen har olika alternativ för efterbehandling beskrivits. Åtgärdsalternativen kombinerar olika typer av metoder för olika områden, se Tabell 10-1. Alternativen är ordnade i ökande ambitionsnivå och med ökande grad av riskreduktion. Tabellen blir därmed en typ av ”åtgärdstrappa” där alternativ 0 innebär att inga åtgärder vidtas och alternativ 4 utgör maxalternativ. Tabellens riskreduktion baseras på den subjektiva bedömningen av risker som presenteras i Tabell 10-2, där reduktionen för de enskilda källorna arsenik, dioxin och slaggsand har bedömts i en femgradig skala för var och en av aspekterna hälsorisk, miljörisk eller spridningsrisk. I Tabell 10-3 och Tabell 10-4 har gjorts en objektiv beskrivning av riskreduktionen. Den objektiva beskrivningen av riskreduktion tar emellertid inte hänsyn till framtida förändringar som kan påverka risken. Medan Tabell 10-2 uttrycker en riskvärdering är Tabell 10-3 och Tabell 10-4snarare en riskbedömning. I tabellen ingår vidare en uppdelning av kostnader fördelade mellan arsenik och dioxin. Uppdelningen har gjorts så att kostnader som enbart är att hänföra till arseniksanering har lyfts ut och beräknats. Vissa åtgärder ger emellertid en påverkan på både arsenik och dioxin, vilket innebär att denna uppdelning är osäker.
137 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 10-1Åtgärdsalternativ enligt åtgärdsutredning 0 Hela området instängsling A-området Schaktdjup (m) Ingående schakt under gv (m3) Deponering mängd (ton) Kval övertäckning 1,5m (m2) Förstärkta hälsoskyddsåtgärder Skyddstäckning 0,3 m (m2) Utskiftning 0,3 m (m2) Extra urgrävning 0,3m (m2) Sågområdet Schaktdjup dioxin (m) Schaktdjup As (m) Ingående schakt under gv (m3) Förbränning mängd (ton) Deponering mängd (ton) Kval övertäckning 1,5m (m2) Förstärkta hälsoskyddsåtgärder Skyddstäckning 0,3 m (m2) Utskiftning 0,3 m (m2) Extra urgrävning 0,3m (m2) H-träsket Schaktdjup dioxin (m) Schaktdjup As (m) Ingående schakt under gv (m3) Förbränning mängd (ton) Deponering mängd (ton) Deponitäckning (m2) Kval övertäckning 1,5m (m2) Övertäckning 1m (m2) Förstärkta hälsoskyddsåtgärder Skyddstäckning 0,3 m (m2) Utskiftning 0,3 m (m2) Extra urgrävning 0,3m (m2) Förstärkta miljöskyddsåtgärder Filter (ja/nej) Erosionsskydd (ja/nej) Flytt dagvattenledning (ja/nej)
Ja
1A -
1B -
2A -
2B -
3A -
3B -
3C -
3D -
4 -
0,8-2 0,8-2 0,8-2 0,8-2 0,8-2 0,8-2 0,8-2 0,8-2 1000 1000 1000 1000 1000 1000 1000 1000 7100 7100 7100 7100 7100 7100 7100 7100 4100 18750
18750
18750
18750 18750
7100
7100
1,5 0
1,5 0
4950 4800 1200
4950 4800 1200
1,5 1,5 600 6300 6150
15000
1,5 1 5900 5700
1,5 1,5 600 6300 6150
15000
15000
15000
1,5 1 5900 5700
2 2 1200 8400 8200
15000 15000
26300
26300
0,5 0
0,5 0
0,5 0,5
0,5 0,5
0,5 0
9900 6525
9900 6525
12320 6525
12320 6525
9400 6525 37960
4400
4400
0,25 1 0 1/1,6 22800 4950 40000 3260 13050
112500 112500
112500
74540
Nej Ja Ja
Nej Ja Ja
112500
Ja Ja Ja
Ja Ja Ja
Nej Nej Ja
Nej Nej Ja
Ja Ja Ja
Nej Nej Ja
Jämförelse data Bortagen As (kg) Bortagen dioxin (g) Andel av tot mängd As på omr (%) Andel av tot mängd dioxin på omr (%)
0 0 0 0
9900 9900 0 46 41,13 41,13 0 71,875
9900 11220 46 46 41,13 46,614 71,875 71,875
11130 10420 46 46 46,24 43,29 71,875 71,875
10330 12110 36 60 42,916 50,312 56,25 93,75
Summa förbränning (ton) Summa deponering FA(ton) Summa deponering IFA(ton)
0 0 0
0 7100 0
14850 7100 11325
14850 7100 11325
18620 7100 12675
18220 7100 12225
15700 7100 12675
10850 7100 8960
48400 7100 21250
27,4 8,5 3,1
53,7 19,9 7563 2010 4,2
80,3 14,8 2413 1,424 1495 5,6
82,7 18,7 2485 1,391 1889 5,6
80,7 37,5 2118 0,952 3342 6,7
96,4 38,6 2568 1,256 3468 6,9
108,9 25,3 3070 1,817 2428 6,2
99,4 24,0 3694 2,094 2323 6,4
373,6 156,3 4868 3,622 12907 7,5
Total kostnad (Mkr) Kostnad för endast As Kr/ton bortschaktad jord Mkr/g bortagen dioxin kr/kg bortagen As Total riskred. (se ovan samt tab 10-2)
0,2
138 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
10.3 Riskreduktion 10.3.1 Generell beskrivning I Tabell 10-2 görs en jämförelse mellan de olika åtgärdsalternativen (se beskrivning ovan) med avseende på riskreduktion för arsenik respektive dioxin. De avgränsade förorenade områdena av arsenik och dioxin överlappar endast till viss del varandra. Tabellen redovisas en ”åtgärdstrappa” avseende huvudalternativen 1,2,3 och 4 där riskreduktionen för miljörisk och hälsorisk är relaterat till kostnaden. Tabell 10-2 Jämförelse mellan olika åtgärdsalternativ, riskreduktion och kostnader. Antal + anger ökande grad av riskreduktion Alt. Hälsorisk 0
Riskreduktion Miljörisk Spridningsrisk ytvatten
Riskreduktion totalt
Kommentar
Kostnad* (Mkr)
+
0
0
1
Staket minskar hälsorisken
1
1A
++ (As) ++ (dioxin) ++ (slaggsand)
+ (As) + (dioxin) + (slaggsand)
++ (As) ++ (dioxin) + (slaggsand)
14
Riskreduktion lågre på lång sikt. Oljesanering, övriga föroreningar kvar.
27,4
1B
++ (As) ++ (dioxin) +++ (slaggsand)
+ (As) + (dioxin) +++ (slaggsand)
++ (As) ++ (dioxin) +++ (slaggsand)
19
Riskreduktion låg på lång sikt . Genom skyddstäckning bättre riskred än 1A. Oljesanering
53,7
2A
++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
+++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
25
Riskreduktion även på lång sikt genom bortgrävning Erosionsskydd och filter. Oljesanering
80,3
2B
+++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
25
82,7
3A
+++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
+++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
+++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
30
Riskreduktion läven på lång sikt. Riskreduktion utanför avgränsning.Ej erosionsskydd medför spridning As till ytvatten. Oljesanering Riskreduktion på lång sikt för As och dioxin genom uppgrävning. Oljesanering
3B
+++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
+++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
++++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
31
Därutöver påtaglig riskreduktion utanför avgränsning Minskad risk för erosion jmf 3A. Oljesanering
96,4
3C
+++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
+++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
+++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
28
Riskreduktion på lång sikt för dioxin och i viss mån för arsenik, riskreduktion utanför avgränsning. Minskad risk för erosion jmf 3A. Oljesanering
109
3D
+++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
+++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
++++ (As) +++ (dioxin) +++ (slaggsand)
29
Riskreduktion på lång sikt för dioxin och arsenik . Minskad risk för erosion jmf 3A. Filter minskar spridningsrisken för arsenik. Oljesanering
99,4
4
++++ (As) +++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
++++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand)
++++ (As) ++++ (dioxin) +++ (slaggsand
34
Borttagande av huvuddelen av föroreningarna
373,6
* exkl. kostnad för projektering, miljökontroll etc.
139 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
81,3
En övertäckning/inneslutning bedöms innebära en riskreduktion på kort till medellång sikt eftersom exponeringssituationen förändras. Föroreningarna finns dock kvar och ur ett långt perspektiv är riskreduktionen marginell (t ex på grund av mänsklig åverkan på konstruktioner). Uppgrävning och omhändertagande av förorenade massor inom avgränsade områdena innebär att föroreningskällan avlägsnas och riskreduktionen blir därmed hög både på kort och lång sikt för både människor och miljö. En begränsad skyddstäckning av angränsande områden ökar riskreduktion ytterligare, främst avseende hälsorisken. Risken för föroreningsspridning till ytvatten minskar dels genom att föroreningskällan tas bort (uppgrävning och omhändertagande av förorenade massor), dels genom att föroreningstransporten via grundvatten minskar (minskat grundvattenflöde genom övertäckning och/eller partikel- och absorptionsfilter innanför strandkanten) och dels genom att erosionen i strandkanten minskar genom erosionsskydd. 10.3.2 Kvantifiering En kvantifiering av risknivåer har utförts i avsnitt 8.7 för olika typer av risk och en bedömning av den totala risken för 0-alternativet finns i avsnitt 8.7.8 beräknad som ett mått på sannolikheten att överskrida riktvärdet (= acceptabel halt). Risker efter åtgärder har kvantifierats och redovisas i Tabell 10-3 och Tabell 10-4för områdena Sågverket och Härvelträsket (se även bilaga 8). För långtidsrisk för arsenik (cancerogena ämnen) har en kvantifiering inte varit möjlig att göra. För A-området har det inte varit möjligt att beräkna riskreduktionen utifrån sannolikhet. Med utgångspunkt från att området bedöms vara väl avgränsat bedöms riskreduktion bli hög vid en åtgärd (minst 80 %). Skillnaden gentemot 0-alternativet är därmed stor och motiverar en åtgärd. Vid bedömningen av skillnader mellan de övriga åtgärdsalternativ föreligger endast små skillnader. För samtliga åtgärdsalternativ minskas exponeringen för människor inom de avgränsade förorenade områdena. Bedömningen är att även riskreduktionen i markmiljö är lika för huvudalternativen utom möjligen A-området där borttagandet av den oorganiska matrisen av järnsand kan ge en ökad diversitet i markmiljön. Exponeringsvägen via ångor finns också kvar då föroreningar lämnas kvar (dvs åtgärdas genom övertäckning/ inneslutning), men eftersom arsenik och dioxin inte är volatila föranleder denna exponeringsväg ingen skillnad i bedömningen av riskreduktion mellan åtgärdsalternativen. Tabell 10-3 Kvantifiering av total risk (hälsa och miljö) för Härvelträsket och Sågverksområdet före respektive efter åtgärd av avgränsade föroreningar. Beräkningsmässig och på kort sikt är totalrisken lika för alla åtgärdsalternativ. Härvelträsket
P (accept. halt, arsenik) P (accept. halt, dioxin
Sågverksområdet
Total risk nuläget
Total risk efter åtgärd
Riskreduktion
Total risk nuläget
Total risk efter åtgärd
Riskreduktion
31 %
10 %
68 %
17 %
10 %
40 %
32 %
5%
84 %
22 %
5%
78 %
140 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 10-4 Kvantifiering av olika risktyper för Härvelträsket och Sågverksområdet före respektive efter åtgärd av avgränsade föroreningar. Beräkningsmässig och på kort sikt är totalrisken lika för alla åtgärdsalternativ. Härvelträsket
P (tröskelvärde akutrisk, arsenik) P (långtidsrisk, dioxin) P (miljörisk, arsenik) P (miljörisk, dioxin)
Sågverksområdet
Risk efter åtgärd
Riskreduktion
Risk nuläget
Risk efter åtgärd
Riskreduktion
4,7 %
3%
16 %
6,1%
1%
83 %
99 %
25 %
75 %
98 %
30 %
69 %
29 %
20 %
11 %
14 %
10 %
29 %
1,6 %
0,3%
81 %
4,3 %
2%
54 %
Risk nuläget
Utgångspunkten i de redovisade åtgärdsalternativen har varit att åtgärda de avgränsade förorenade områdena, vilket medför en riskreduktion enligt ovan. Det finns en kvarstående risk även utanför dessa avgränsade områden. Den totala risken på Scharins-området kan reduceras ytterligare genom en mer generell täckning av området. En kvantifiering av denna riskreduktion har dock inte varit möjlig att göra. En sådan begränsad skyddstäckning (ca 30 cm) av angränsande områden (inkluderande enstaka provpunkter med förhöjda halter) finns med som en delåtgärd i alternativ 1B, 3B och 3C. I alternativen 2 B och 3D görs en utskiftning av massor så att material från angränsande ytor läggs i schaktgropar. En kvalificerad övertäckning föreslås i alternativ 3C av deponin på Härvelträsket och en omfattande skyddstäckning föreslås i alternativ 3D på Härvelträskområdet med 1m täckningsmassor. Genom att riskreduktionen anges som sannolikheten att överskrida en bestämd halt vid en punkt från vilken exponering kan ske blir skillnaderna i riskreduktion mellan uppgrävning eller deponering små och styrs av arealen av det område som är uppgrävt eller täckt. I ett långsiktigt perspektiv finns emellertid kvarstående risker om den förorenade jorden lämnas kvar. Bedömningen i Tabell 10-1 och Tabell 10-2 är däremot gjord med hänsyn till de risker som kvarstår i ett längre perspektiv. När det gäller riskreduktionen avseende föroreningsspridning till Skellefteälven är bedömningen däremot att det finns en skillnad i riskreduktion både på kort och lång sikt. Denna riskreduktion kan inte kvantifieras, men åtgärdslösningar som innebär att föroreningskällan avlägsnas bedöms ge en högre riskreduktion än vid övertäckning/inneslutning. Likaså innebär erosionsskydd och filter en riskreduktion avseende föroreningsspridning till ytvatten. Filtret bedöms ha störst betydelse för spridningen av arsenik, eftersom dioxin i huvudsak sprids med partiklar (se avsnitt 7.2.2). 10.4 Jämförelse av olika åtgärdsalternativ En sammanfattande jämförelse mellan olika åtgärdsalternativ (Tabell 10-5) redovisas nedan. Observera att sammanställningen inte inkluderar kostnader för projektering, normal kontroll eller projektledning. Dessa kan uppgå till i storleksordningen 25 % beräknat på sammanställda kostnader. Vidare är ej heller osäkerheter för tillkommande kostnader under saneringen medräknade. En tänkbar ekonomisk risk är behov av spontning vid arbete nära älven, eftersom varierande vattennivåer kan förekomma orsakat av havsvattenvariationer. Tempåorär spontning ingår emellertid i kalkylen för alternativ 3A och 4.
141 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Tabell 10-5 Jämförelse mellan olika åtgärdsalternativ beskrivna i åtgärdsutredningen. Åtgärdsalternativ
0
1A
1B
2A
2B
3A
3B
3C
3D
4
Måluppfyllelse jämf med riskbedömning – kort sikt
Risk för hälsa och miljö kvarstår
Minskar risk påtagligt för hälsa och miljö
Minskar risk påtagligt för hälsa och miljö
Minskar därutöver kraftigt risk för hälsa och miljö avseende dioxin
Eliminerar i hög grad risk för hälsa och miljö
Eliminerar i hög grad risk för hälsa och miljö genom utskiftning av angränsade områden
Eliminerar i hög grad risk för hälsa och miljö
Eliminerar i hög grad risk för hälsa och miljö
Eliminerar i hög grad risk för hälsa och miljö
Förorenin gar lämnas kvar – långsiktig risk
Föroreningar lämnas kvar på Härvelträsk o Sågverk – långsiktig risk
As lämnas kvar på Härvelträsk och Sågverk – långsiktig risk
Minskar därutöver kraftigt risk för hälsa och miljö genom utskiftning av angränsade områden As lämnas kvar på Härvelträsk och Sågverk – långsiktig risk
Föroreningar inom avgränsningar tas bort ner till ca 0,5-12,0m djup Kvarstående risk avseende djupa föroreningar
Föroreningar inom avgränsningar tas bort ner till ca 0,5-2,0 m djup Kvarstående risk avseende As Härvelträsk och djupa föroreningar
53,7
80,3
82,7
96,4
109
Föroreningar inom avgränsningar tas bort ner till ca 1-2,0 m djup Viss kvarstående risk avseende Härvelträsk och djupa föroreningar 99,4
Största delen av föroreningarna tas bort
27,4
Föroreningar inom avgränsningar tas bort ner till ca 0,5-2,0 m djup Kvarstående risk avseende djupa föroreningar och utanför avgränsningar 81,3
Arbetsmilj ö
Arbetsmiljö Variationer i havsvattennivå
Arbetsmiljö Variationer i havsvattennivå.TOC i massorna kan påverka behandlingsko stna
Arbetsmiljö TOC i massorna kan påverka behandlingsko stnad
Arbetsmiljö TOC i massorna kan påverka behandlingsko stnad
Reducera nde miljö kan orsaka ökad Asutlakning +
Emissioner (transporter) Risk för grumling temporärt, föroreningsspri dning till ytvatten Reducerande miljö kan orsaka ökad As-utlakning
Emissioner (transporter) Risk för grumling temporärt, föroreningsspri dning till ytvatten Reducerande miljö kan orsaka ökad As-utlakning
Emissioner (transporter) föroreningsspri dning till ytvatten Reducerande miljö kan orsaka ökad As-utlakning +
Emissioner (transporter) föroreningsspri dning till ytvatten
Variationer i havsvattennivå,Arbetsmilj ö TOC i massorna kan påverka behandlingsko stnad Emissioner (transporter) Risk för grumling temporärt, föroreningsspri dning till ytvatten
Variationer i havsvattennivå Arbetsmiljö TOC i massorna kan påverka behandlingsko stnad Emissioner (transporter) Risk för grumling temporärt, föroreningsspri dning till ytvatten Reducerande miljö kan orsaka ökad As-utlakning
Variationer i havsvattennivå, Arbetsmiljö TOC i massorna kan påverka behandlingsko stnad Emissioner (transporter) Risk för grumling temporärt, föroreningsspri dning till ytvatten. Reducerande miljö kan orsaka ökad As-utlakning +
Måluppfyllelse jämf med riskbedömning medellång sikt
Kostnader (Mkr)
1
Risker vid genomförande
OmgivningspåverkanS pridning till recipient
Akutrisk As, risk för föroreningsspridning på kort och lång sikt, risker vid förändrad markanvän dning
142 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
373,6 Variationer i havsvattennivå, Arbetsmiljö TOC i massorna kan påverka behandlingsko stnad Stora emissioner vid (transporter föroreningsspri dning till ytvatten
Tabell 10-5 forts. Åtgärdsalternativ
0
1A
1B
2A
2B
Hälsorisker vid vistelse på området
På lång sikt kan övertäckningens funktion minska, vilket ger ny risk för hälsa och miljö
På lång sikt kan övertäckningens funktion minska, vilket ger ny risk för hälsa och miljö.
På lång sikt kan övertäckningens funktion minska, vilket ger ny risk för hälsa och miljö avseende As
På lång sikt kan övertäckningens funktion minska, vilket ger ny risk för hälsa och miljö avseende As
Miljörisker på platsen
bildande av arsingas vid reducerad miljö Liten inverkan
bildande av arsingas vid reducerad miljö Liten inverkan
Bildning av arsingas vid reducerade miljö Liten inverkan
Bildning av arsingas vid reducerade miljö Liten inverkan
Täckningite
Täckning
Täckning av delaområden
Ingen inverkan
Inverkan på natur & kulturvärden Inverkan på landskapsbild Övriga intressen Miljömål, giftfri miljö
Föroreningsreduktion, % av total mängd på området Kostand för åtgärd Kr/ton massor Prövning
Uppfylls ej
0
3A
Ingen inverkan
Ingen inverkan
Ingen inverkan
Ingen inverkan
Uppfylls i viss grad eftersom exponering mot människa och ekosystem kraftigt reduceras 0
Uppfylls i viss grad eftersom exponering mot människa och ekosystem kraftigt reduceras 41(As) 0 (dioxin)
Uppfylls i hög grad –dioxin, i viss grad - As
Uppfylls i hög grad –dioxin, i viss grad - As
41 (As) 72 (dioxin)
41 (As) 72 (dioxin)
2400
2500
7560
Ingen inverkan Ingen inverkan Ingen inverkan Uppfylls i hög grad
47 (As) 72 (dioxin) 2100
3B
3C
3D
bildande av arsingas
bildande av arsingas
Liten inverkan
Liten inverkan
Liten inverkan
Liteninverkan
Deponitäckning av delområde Ingen inverkan
Ingen inverkan Uppfylls i hög grad
Uppfylls i hög grad för dioxin och i viss grad för As
143
Återfyllnad av delområde Ingen inverkan Uppfylls i hög grad för sågverksområdet och i viss grad för Härvelträsket
46 (As) 72 (dioxin)
46 (As) 72 (dioxin)
43 (As) 56 (dioxin)
2600
3100
3700
För vattenverksamhet krävs sannolikt tillstånd. För uppgrävning beroende på volym/mellanlagring
G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
4
Liten inverkan Ingen inverkan Ingen inverkan Uppfylls i hög grad
50 (As) 94 (dioxin) 2900
För 0-alternativet, d.v.s. endast instängsling av området, bedöms kostnaden vara 1,0 Mkr, samt vissa mindre administrativa kostnader, och inverkan på natur- och kulturvärden och landskapsbild bedöms som oförändrade jämfört med idag. Påverkan på omgivningen omfattar t ex risk för föroreningsspridning till ”nya” områden. Med ett 0-alternativ kvarstår risken för påverkan på hälsa och miljö. På kort sikt kommer stängslet att skydda för vistelse, men med en förändrad markanvändning enligt kommunens förslag ändras dessa förutsättningar.. Riskerna för människor kan därför t.o.m. förväntas öka. Andra typer av framtida förändringar (t ex klimatförändringar med ökad nederbörd och förändrade grundvattennivåer) kan medföra en ökad föroreningsspridning och en ökad miljörisk. Sammantaget bedöms 0-alternativet inte vara ett realistiskt alternativ, eftersom de acceptabla risknivåerna (som används i Naturvårdsverkets beräkningsmodell för generella riktvärden för förorenad mark) överskrids såväl i nuläget som i framtiden. Måluppfyllelsen på kort och medellång sikt bedöms vara hög för samtliga åtgärdsalternativ. Den totala måluppfyllelsen bedöms vara hög för alternativ 2A och 2B eftersom en stor del av de förorenade massorna avlägsnas från området. För alternativ 1A där föroreningarna lämnas kvar och täcks, finns en kvarstående långsiktig risk och måluppfyllelsen är därmed något lägre. För alternativ 1B där deponering sker av slaggsanden finns också en kvarstående risk på andra delar av området. I alternativ 3C och 3D tas föroreningar på sågverksområdet om hand men vissa föroreningar lämnas kvar på Härvelträsket. För alternativ 3A, 3B där både arsenik- och dioxinförenade massor inom de avgränsade områdena grävs bort och omhändertas externt bedöms måluppfyllelsen vara hög. Riskerna på lång sikt är små för dessa alternativ, i synnerhet för alternativ 3B med en begränsad skyddstäckning av angränsande områden och ett erosionsskydd mot strandkant. Alternativ 4 innebär en omfattande utgrävning av avgränsade områden samt en urgrävning av angränsande områden motsvarande en skyddstäckning. Detta är alternativ med högst måluppfyllelse. Alla åtgärdsalternativ bedöms vara i stort sett jämförbara när det gäller inverkan på andra intressen såsom natur- och kulturvärden och landskapsbild. För samtliga alternativ finns risk för omgivningspåverkan i form av grumling och föroreningsspridning till ytvatten i samband med åtgärdernas genomförande (i synnerhet vid strandnära arbeten). Prövningsplikten bedöms vara i stort sett likvärdig för samtliga åtgärdsalternativ. För alternativ med arbete i vatten krävs sannolikt vattendom. För alternativ 1A krävs inga eller endast liten transport av förorenade massor vilket innebär att emissionerna till luft från transporter är små. För alternativ 1B kan transporterna ske lokalt med låga emissioner. Alternativen 2A, 3A, 3B, 3C, 3D ger betydligt högre emissioner baserat på långväga transporter. Alternativ 4 slutligen innebär omfattande emissioner vid transport. Den behandling som generellt förordas kan för närvarande utföras på flera ställen men alla är belägna på stort avstånd från Skellefteå ca 40 – 80 mil. Detta kan ändras i framtiden. Vid långa sträckor bör transport via pråm som alternativ till bil övervägas, både för att minska kostnader och emissioner till luft. För de åtgärdsalternativ som innefattar övertäckning/inneslutning av avgränsade förorenade områden finns en viss risk för att åtgärden medför förändrade redoxförhållanden och därmed en ökad utlakning av arsenik.
144 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
För samtliga åtgärdsalternativ gäller restriktionen att grundvattenuttag ej får ske på området (ingår i övergripande åtgärdsmål). För samtliga alternativ utom alternativ 4, krävs också att en restriktion mot grävning på djup > 1m under den nya markytan införs. De olika åtgärdsalternativen skiljer sig främst åt avseende den totala åtgärdskostnaden samt ambitionsnivån avseende riskreduktion på lång sikt för hälsa och miljö. Riskreduktionen bedöms vara i samma storleksordning för samtliga åtgärdsalternativ (14) när det gäller hälsorisker på kort sikt. Detta beror på att de viktigaste exponeringsvägarna tas bort vid dessa alternativ och att risken för exponering via ånga (kvarvarande exponeringsväg) bedöms som liten. Alternativen med övertäckningen/inneslutning (1 och 2) förutsätter dock att det införs en restriktion avseende grävning på större djup (och att denna kan vidmakthållas), för att riskreduktionen ska bli likvärdig med alternativen 3A och 3B. Även alternativen 3C och 3D behöver restriktioner avseende grävande på vissa områden. På lång sikt är detta inte realistiskt. För åtgärdsalternativen 1 och i mindre omfattning för åtgärdsalternativen 2 är dock risken för föroreningsspridning förhöjd eftersom föroreningarna ligger kvar. Denna risk minskas genom ett komplement med filterbarriär (alternativ 1B och 2A). Åtgärdsalternativen 2 innebär uppgrävning och extern behandling av dioxinförorenade områden och övertäckning/inneslutning av arsenikförorenade områdsen, medan alternativen 3A och 3B innebär behandling av både dioxinförorenade och arsenikförorenade områden. Ambitionsnivån är därmed något lägre för alternativ 2.. Riskreduktionen för hälsa och miljö bedöms som acceptabel på kort sikt. På lång sikt finns en viss kvarstående risk eftersom avgränsade föroreningar lämnas kvar på området. För åtgärdsalternativ 2A och 2B finns därmed en större risk för spridning av arsenik till älven, jämfört med alternativ 3A och 3B. Alternativen 3C och 3D innebär att föroreningar på vissa delar av Härvelträsket lämnas kvar å andra sidan kan täckningen av stora områden medföra att exponeringen på kort sikt minskar eftersom även ickeavgränsade ytor innehåller föroreningar. Kostnaden för dessa alternativ bedöms emellertid bli hög utan att ett långsiktigt skydd erhålls eftersom föroreningarna ligger kvar (alternativ 3C och 3D). En noggrann avgränsning i alternativ 3D av ytor med dioxinhalter överstigande 600 ng/kg dioxin kräver en ny bearbetning av simulerade data. En ny bearbetning har inte utförts, men en preliminär bedömning indikerar att det avgränsade området är ungefär lika stort som tidigare. En jämförelse av uppskattade kostnader för de olika åtgärdsalternativen visar att åtgärdskostnaden är i samma storleksordning för 2A och 2B som för 3A och 3B, trots att riskreduktionen är lägre (mer förorening lämnas kvar på området). För A-området kan man också beakta psykologiska aspekter. Kommunens förslag till markanvändning innebär att bostäder och arbetsplatser kommer att finnas på detta område. En bortgrävning av de förorenade massorna skulle därför kunna motiveras av att det skulle ”kännas bättre” för boende och yrkesverksamma inom området att den förorenade jorden avlägsnas helt och att riskerna för exponering därmed elimineras. Restriktioner för markanvändningen blir också mindre. Bedömningen är också att arsenik-föroreningen inom A-området är relativt väl avgränsad (dvs. liten osäkerhet i föroreningsutbredningen). Den ökade kostnaden för att schakta bort och omhänderta de
145 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
förorenade massorna inom A-området bedöms därför vara motiverad. Denna delåtgärd finns därför med i samtliga åtgärdsalternativ utom 1A. Ett kompletterande alternativ (alt 4) som är att betrakta som ett max-alternativ innefattande en schaktning, och förbränning, till större djup (ca 2 m) har också presenterats i åtgärdsutredningen. Ett sådant alternativ skulle ytterligare reducera mängden kvarvarande föroreningar, både på Sågverksområdet och Härvelträsket, och därmed risken för människa och miljö. Bedömningen är dock att kostnaderna för ett sådant alternativ skulle öka påtagligt, bl a på grund av att det inom stora områden skulle kräva schaktning under grundvattenytan. Schaktning under grundvattenytan är också förenat med större risker. 10.5 Förordat åtgärdsalternativ 10.5.1 Beskrivning Mot bakgrund av de höga halterna av arsenik och dioxin i området, de risker för människa och miljö som är förknippade med dessa och som beskrivits i riskbedömningen, de preliminära åtgärdsmål för området som fastslagits av kommunen samt uppskattade kostnader för olika efterbehandlingsåtgärder rekommenderas i första hand något av alternativen 2B, 3A och 3B. Hänsyn har även tagits till de andra aspekter som sammanfattas i matrisen (Tabell 10-5) ovan, inklusive den bedömda riskreduktionen. Alla tre åtgärdsalternativen (2B, 3A och 3B) ger en hög grad av riskreduktion på både kort och lång sikt och de uppskattade kostnaderna är i samma storleksordning. Man kan även tänka sig kombinationer av dessa tre alternativ. För åtgärdsalternativ 2B lämnas arsenikförorening kvar både innanför och utanför avgränsade områden. Denna kvarlämnade förorening bedöms inte utgöra ett problem för hälsa och miljö, men åtgärdsalternativet kräver att restriktioner införs avseende schaktning etc. Dessutom innebär kvarlämnandet av föroreningar en långtidsrisk. För alternativ 3A avlägsnas föroreningarna (både arsenik och dioxin) inom de avgränsade områdena. Den förorening som finns på större djup samt utanför avgränsningarna utgör fortfarande en viss risk för både människa (främst akutrisk för arsenik) och miljö (risk för föroreningsspridning till älven). I alternativ 3B genomförs till skillnad från alternativ 3A också skyddstäckning av angränsande ytor. Restriktioner för schaktning på Härvelträsket kommer att kvarstå även med detta alternativ (schaktdjup 0,5 m). Mot bakgrund av något lägre ambitionsnivå för Härvelträsket bedöms schaktningen vara tillräcklig och åtgärdsalternativet 3B förordas.. Sammanfattningsvis är det i huvudsak kostnaden och riskreduktionen på lång sikt som har styrt val av åtgärdsalternativ, eftersom övriga aspekter bedömts vara i stort sett jämförbara. Åtgärdsalternativ 3B omfattar uppgrävning och förbränning för avgränsade förorenade områden inom Sågverksområdet, Härvelträsket och uppgrävning/deponering av massor från det avgränsade förorenade A-området, kompletterat med en begränsad skyddstäckning av angränsande områden samt ett erosionsskydd i strandkanten och flytt av dagvattenledning. Totalkostnaden för föreslagna åtgärder bedöms uppgå till ca 120 Mkr, se Tabell 10-6. Där ingår också kostnader för övriga förorenade objekt (oljecisterner, talloljeförorenat område, ledningar). Kostnaderna för dessa åtgärder (1,5 miljoner kr) är inkluderade. Utöver tidigare beskrivna kostnader har uppskattade kostnader för projektering,
146 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
projektledning samt kontroll inkluderats i totalkostnaden. Denna kostnad uppskattas till 25 % av den uppskattade åtgärdskostnaden. Tabell 10-6 Uppskattade kostnader för förordat åtgärdsalternativ (3B) Uppskattade kostnader Moment
Kostnad (Mkr)
Begränsad skyddstäckning Schaktning Förbränning Deponering Transport Återfyllnad Erosionsskydd Uppgrävning, kompostering oljeförorening + sanering ledningar Miljökontroll Flytt av dagvattenledning SUMMA Projektering, projektledning, kontroll, osäkerheter TOTALT
10,2 6,6 36,0 11,2 13,8 5,6 7,7 1,5 1,1 2,7 96,4 24,1 120,5
Ovanstående alternativ har bedömts som mest fördelaktiga ur ekonomisk, miljömässig och teknisk synvinkel. Valet motiveras av att åtgärden innebär att risken för miljö- och hälsopåverkan reduceras avsevärt på både kort och lång sikt och att kostnaden bedöms som rimlig med hänsyn till den riskreduktion som erhålls. 10.5.2 Osäkerheter Det underlag som ligger till grund för riskbedömning, åtgärdsutredning och riskvärdering är behäftat med olika osäkerheter. Osäkerheter i gjorda uppskattningar av volymer, mängder och kostnader och andra överväganden avser bl a: •
Den största osäkerheten ligger förmodligen i behandlingskostnaden för förbränning. Entreprenörer har angett priser som skiljer sig väsentligt åt. Inom detta område förväntas en snabb utveckling och förbränning kan troligen inom en snar framtid utföras på fler platser i närheten av Skellefteå. Detta påverkar också kostnaden för transporter som kan bli väsentligt lägre.
•
Uppskattade kostnader avseende schakt, material, behandling och transporter har osäkerheter, bl.a. beroende på konkurrensläget. Om t ex kostnader för uppfyllnad kan halveras, halveras också kostnaden för exempelvis begränsad skyddstäckning.
•
Spontning kan vara nödvändig vid fler strandnära arbeten än kalkylerat (alternativ 3A ocdh 4). Detta ger ytterligare argument för konstruktion av erosionsskydd och filter eftersom anläggandet av en sådan minskar behovetr av spontning.
147 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
•
Utformning för långsiktig filterfunktion har osäkerheter. Flöden och belastning bör vara kända vid dimensionering och projektering.
•
Det höga organiska innehållet i de förorenade massorna kan påverka effektiviteten i övervägda åtgärdsmetoder och därmed kostnaderna.
•
Separation av vissa typer av massor med högt organiskt innehåll kan vara möjlig och ge en reduktion av kostnaden.
•
I åtgärdsutredningen har antagits vissa mängder som kan deponeras respektive måste förbrännas. Karaktärisering av de förorenade massorna kan innebära att större andel inte uppfyller kravet för deponering. Det förutsätter också att det är möjligt att särskilja dessa massor.
•
För åtgärden övertäckning/inneslutning finns osäkerhet avseende förutsättningarna för förändrade redox-förhållanden och vilka konsekvenser det kan få. Hur rörligheten av dioxin och arsenik i grundvatten förändras vid rådande och eventuellt förändrade betingelser bör undersökas med kemiska analyser av övriga ämnen i grundvatten.
•
I åtgärdsutredningen har antagits att 100 % av de förorenade massorna inom Härvelträsket och Sågverksområdet kan klassas som icke farligt avfall. Antagandet är baserat på analysresultat från genomförda provtagningar i jord (med syfte att beskriva föroreningssituationen). Karaktärisering av den förorenade jorden kan innebära att en viss andel blir klassad som farligt avfall.
•
Avgränsningar av förorenade områden inom Härvelträsket och Sågverksområdet är i huvudsak baserade på sannolikhetsberäkningar (P=0,5). Det innebär att utanför avgränsningen är större sannolikhet att jorden är ren än att den är förorenad. Även utanför avgränsningarna kan det dock förekomma enstaka punkter med förhöjda halter, men sannolikt inte sammanhängande områden. Avgränsningen har betydelse både för uppskattning av mängden förorenade massor som ska åtgärdas, och för bedömning av riskreduktion. Detta är särskilt tydligt på Härvelträsket, se kommentar nedan.
•
För Härvelträsket som delvis utnyttjas som deponiområde är arsenikföroreningen heterogent spridd och det är troligt att det finns förorenade delytor även utanför de avgränsningar som gjorts (inom områden där inga prover tagits). Vissa av dessa delytor kan dock förväntas bli åtgärdade i anslutning till sanering av det dioxinförorenade området, eftersom arsenik och dioxin åtminstone delvis förekommer på olika delar av Härvelträsket. Ovanstående innebär också att kontrollen i fält blir mycket viktig. En begränsad skyddstäckning utanför dessa avgränsade områden minskar den kvarstående risken påtagligt.
•
En geoteknisk utredning bör göras över Härvelträsket för att utesluta att bl. a. skredrisk kan förekomma.
148 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
•
Utöver angivna alternativ kan andra kombinationer av delåtgärder tas fram, bland annat bedöms utsdkiftning av massor och täckning av avgränsade ytor vara utbytbara alternativ.
10.6 Förslag till mätbara åtgärdsmål och åtgärdskrav 10.6.1 Mätbara åtgärdsmål Utifrån riskbedömning och åtgärdsutredning föreslås mätbara åtgärdsmål för de olika delområdena. De mätbara åtgärdsmålen preciserar vad som måste göras för att uppnå de övergripande åtgärdsmålen. För det förordade åtgärdsalternativet 3B innefattande uppgrävning och externt omhändertagande förbränning för massor från Härvelträsket och Sågverksområdet samt deponering för massor från inom A-området) föreslås ett mätbart åtgärdsmål i form av maxhalt arsenik i kvarlämnade jordmassor. Åtgärdsmålen utgår från de platsspecifika riktvärdena för markanvändningen Bostäder/arbetsplatser respektive Äventyr/sport/rekreation. För föroreningsspridningen till Skellefteälven utformas ett åtgärdsmål utifrån spridningsrisken förknippad med erosion i strandlinjen, eftersom föroreningar lämnas kvar på området. -
Maxhalten i kvarlämnad slaggsandpåverkad mineraljord inom A-området får inte överstiga det platsspecifika riktvärdet 20 mg/kg TS på nivån 0-1,5 m under markytan. På större djup än 1,5 m skall riktvärdet 35 mg/kg TS användas.
-
Maxhalten i kvarlämnad jord inom Härvelträsket och Sågverksområdet på nivån 0-0,5 m respektive 0-1 m under markytan får inte överstiga det platsspecifika riktvärdet (As 35 mg/kg TS respektive dioxin 150 ng/kg TS).
-
Maxhalten i kvarlämnad jord invid oljecisterner och boardfabrik (talloljeförorenat område) får inte överstiga 1000 mg/kg TS (alifater C15-C36), 10 mg/kg TS (cancerogena PAH) respektive 40 mg/kg TS (övriga PAH). Halterna utgör plattspecifika riktvärden från Kemakta, 2005.
-
Vid grävsanering inom Härvelträsket och Sågverksområdet undersöks schaktbotten fortlöpande så att 100 mg/kg TS för As och 600 ng/kg TS för dioxin inte överskrids.
-
Minst 65 % av dioxinet som grävs upp skall destrueras
-
Ett år efter grävsanering skall det vid tre på varandra följande månadsmätningar inte gå att detektera en större medelavvikelse än 15 % mellan uppströmspunkten och nedströmspunkten för de platsspecifika kongenrerna.
-
Erosionen uppskattas genom mätningar av turbiditet. Förslag till åtgärdsmål är att turbiditen skall vara minst 10 % lägre i nedströmsprover jämfört med uppströmsprover i ytliga prover tagna 1 m från stranden. Provtagning skall ske uppströms och nedströms både före och efter åtgärd eftersom vattennivåer kan förväntas påverka turbiditeten.
149 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
10.6.2 Åtgärdskrav Åtgärdskraven beskriver hur åtgärdsmålen ska uppnås. Här ges förslag till preliminära åtgärdskrav: Massor som ska åtgärdas: Den förorenade jorden inom det avgränsade A-området ska åtgärdas genom bortschaktning.. Schaktning sker till 2,0 m under markytan för omrörda områden samt 0,8 m i övrigt.. I samband med åtgärd görs en förnyad bedömning av avgränsning och föroreningsutbredning genom okulär bedömning och mätning med XRF-instrument. Uppföljningen av åtgärdsmål fastställs genom laboratorieanalyser. Den arsenik- och dioxin-förorenade jorden som avgränsats inom Sågverksområdet och Härvelträsket (Bilaga 9) ska åtgärdas genom bortschaktning. Avgränsningar i Bilaga 9 redovisar preliminär schaktgräns för respektive förorening och delområde. Schaktning sker ner till 0,5 m under markytan inom Härvelträsket och ner till 1,5 m under markytan inom Sågverksområdets dioxinavgränsade områden, samt 1 m inom arsenikavgränsade områden. Inom A-området utförs schaktning till 2 m i omrörda delar samt 0,8 m i övrigt. I samband med åtgärd görs en förnyad bedömning av avgränsning och föroreningsutbredning genom okulär bedömning och mätning med XRF-instrument (arsenikförorening). Den olje- och PAH-förorenade jorden i anslutning till oljecisterner och boardfabrik ska åtgärdas genom bortschaktning. Preliminär schaktgräns redovisas i bilaga 13. I samband med åtgärd görs en förnyad bedömning av avgränsning och föroreningsutbredning genom okulär bedömning och mätning med PID-instrument. Omhändertagande: De uppgrävda massorna från A-området ska omhändertas enligt följande: As-halt
Omhändertagande
<20 mg/kg TS >20, < 1000 mg/kg TS > 1000 mg/kg TS
Återfyllnad Icke farligt avfall deponi Farligt avfall deponi
De uppgrävda massorna från Sågverksområdet och Härvelträsket ska omhändertas enligt följande: As-halt
Dioxin-halt
TOC-halt
Omhändertagande
<35 mg/kg TS >35 mg/kg TS >35 mg/kg TS
<150 ng TEQ/kg TS >150 ng TEQ/kg TS >150 ng/kg TS >15000 ng/kg TS
<5% >5%
Återfyllnad Deponering Förbränning olika met. Förbränning
Klassificering av jord görs i enlighet med rekommendationerna i Naturvårdsverkets rapport 4807. De uppgrävda massorna från övriga områden (oljecisterner, boardfabrik) ska omhändertas enligt följande:
150 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Halt alifater C16C35
Halt canc PAH
Halt övriga PAH
Omhändertagande
<1000 mg/kg TS >1000 mg/kg
<10 mg/kg TS >10 mg/kg TS
<40 mg/kg TS >40 mg/kg TS
Återfyllnad Kompostering
Övrigt: En begränsad skyddstäckning utförs på mark i anslutning till de områden inom Härvelträsket och Sågverksområdet som avgränsats som förorenade av arsenik och dioxin. För Härvelträsket blir detta område betydande. Erosionsskydd installeras i strandkant utmed Sågverksområdet och Härvelträskets södra strandkant. Dagvattenledning plomberas och flyttas.
151 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
11 Handlingsplan I detta avsnitt redovisas föreslagna projekteringsdirektiv för Scharins industriområde, strategi för tillståndsansökningar samt direktiv för miljökontroll. Exempel på förberedande arbete inför tillståndsansökan ingår också. 11.1 Förberedande arbete För att spara tid inför en tillståndsansökan bör en fördjupad åtgärdsutredning (ibland även kallad förprojektering) genomföras så snart som möjligt för att närmare värdera och beskriva de olika typerna av åtgärderna. Underlaget bör finnas framme i god tid innan tillståndansökan. Förprojekteringen bör inkludera följande överväganden: -
Kompletterande försök på material från Härvelträsket och Sågverksområdet för att undersöka möjligheterna att separera material med hög organisk halt från annat material.
-
I det förordade alternativet skall ett avskärande diket öster om Härvelträsket anläggas. Detta kan med fördel göras initialt för att minska vattentransporten in på området.
-
Pilotförsök behöver utföras avseende förbränning. Försöken bör utföras vid ett par anläggningar och med ett par olika metoder för förbränning.
-
Behov av skyddsåtgärder vid strandnära arbeten. Överväga filter i begränsad omfattning nedströms kvarlämnade föroreningar.
11.2 Projekteringsdirektiv Projekteringsdirektiv anger krav på hur projekteringen av efterbehandlingsåtgärder ska genomföras. Baserat på den genomförda riskbedömningen, åtgärdsutredningen och riskvärderingen för Scharins industriområde ges följande projekteringsdirektiv: -
Preliminära åtgärdskrav har tagits fram för de styrande föroreningarna, dioxin och arsenik. Åtgärdskraven ska uppnås genom massor där halten överskrider åtgärdskraven schaktas bort inom de områden som avgränsats för områdena Sågverksområdet, Härvelträsket och A-området. Erosionsskydd installeras längs strandlinjen till Skellefteälven. Schaktning sker ner till 0,5 m under markytan inom Härvelträsket och ner till 1,5 m under markytan inom Sågverksområdets dioxinavgränsade områden, samt 1 m inom sågverksområdets arsenikavgränsade områden. Inom A-området utförs schaktning till 2 m i omrörda delar samt 0,8 m i övrigt..
-
Preliminära åtgärdskrav har tagits fram för alifater C16-C35 och PAH för förorenade områden intill oljecisterner och talloljeförorenat område. Åtgärdskraven ska uppnås genom massor där halten överskrider åtgärdskraven schaktas bort inom de områden som avgränsats.
152 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
-
I samband med projekteringen måste en specifik masshanteringsplan tas fram som tar hänsyn till klassificeringsarbetet av de förorenade massorna. Klassning av avfall görs utifrån Avfallsförordningen (2001:1063).
-
Schaktning föreslås inom delar av A-området ske till 2m under markytan. En strategi för hantering av schaktning under grundvatten i schaktgropen måste tas fram i samband med projekteringen. Risken för att grundvattnet är förorenat måste beaktas. Risken för schaktning under grundvattenytan inom Härvelträsket och Sågverksområdet ska övervägas.
-
En plan för områden som bör täckas med skyddstäckning tas fram, utgående från de preliminära åtgärdskrav som finns för de avgränsade förorenade områdena.
-
Risk för spridning av föroreningar till älven finns (via erosion, ras, grundvatten). Vid projekteringen ska skyddsåtgärder för att förhindra detta utarbetas, speciellt avseende strandnära arbeten.
-
Miljökontrollprogram ska tas fram som beskriver kontrollen före, under och efter åtgärdernas genomförande.
-
De ledningar som fungerar som utlopp/inlopp mellan området och älven har pluggats, förutom dräneringen från samhället Ursviken. Långsiktigt hållbara åtgärder för samtliga ledningar skall vidtas vid projekteringen.
-
Genomföra rekommendationer från förprojektering.
11.3 Myndighetsprövningar 11.3.1 Aktuella lagar och förordningar De efterbehandlingsåtgärder som är aktuella för Scharins industriområde omfattas av miljöbalken samt andra lagar och förordningar. Generellt gäller de allmänna hänsynsregler som återfinns i kapitel 2 i miljöbalken. I nedanstående avsnitt görs en kortfattad genomgång av vilka tillstånd, anmälningar etc. som behövs för att genomföra de föreslagna efterbehandlingsåtgärderna. Anmälningsplikt för efterbehandling Anmälan till tillsynsmyndigheten krävs för att genomföra efterbehandlingsåtgärder som kan medföra ökad risk för spridning eller exponering av föroreningar där risken inte bedöms som ringa (28 § Förordningen om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd, SFS 1998:899). Schaktning av förorenad jord och tillfälliga upplag av jordmassor på den aktuella fastigheten bedöms medföra sådan risk. Urschaktning och uppläggning Uppläggning av urgrävda massor i tillfälliga upplag inom detaljplanelagt område kräver marklov för schaktning och fyllning som avsevärt ändrar höjder i området om inget annat anges i planen. Inom områden utan detaljplan krävs normalt inga särskilda tillstånd eller anmälningar. Samråd med tillsynsmyndigheten rekommenderas.
153 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Om uppläggning av massor sker på annan plats än där de uppkommit eller ska omhändertas gäller reglerna för mellanlagring. Var massorna behöver mellanlagras utreds i samband med projektering och upphandling. Mellanlagring av inert och ickefarligt avfall som omfattar högst 10 000 ton vid ett enskilt tillfälle kräver en anmälan till kommunens miljökontor. Om mängden avfall överstiger 10 000 ton krävs tillstånd från länsstyrelsen. För ett mellanlager för farligt avfall krävs tillstånd från länsstyrelsen vid mängder större än ett ton. Det förordade åtgärdsalternativet för A-området innebär att uppskattningsvis 10 000 ton av slaggsand och förorenad jord kommer att schaktas bort. Delar av de förorenade massorna utgör troligen farligt avfall. Tillstånd för vattenverksamhet Enligt miljöbalkens bestämmelser avser vattenverksamheten alla arbeten i vattenområden som syftar till att förändra vattnets djup eller läge, t ex fyllning, muddring, pålning, grävning, dikning etc. Vattenverksamhet omfattar även bortledande av grundvatten, t ex genom länspumpning. Ansökan om tillstånd för vattenverksamhet enligt 11 kap 9 § Miljöbalken prövas av Miljödomstolen. Undantag från kravet på tillstånd gäller om det är uppenbart att varken allmänna eller enskilda intressen eller miljön skadas. För vattenverksamhet krävs som huvudregel tillstånd (11 Kap, 2§, MB 1998:808) men efter den 15 maj 2007 omfattas vissa vattenverksamheter istället av anmälningsplikt till länsstyrelsen innan dessa påbörjas. För Scharins del gäller detta vattenverksamhet i form av utfyllning i vattendrag (byggande av erosionsskydd) om bottenytan är mindre än 500 kvadratmeter, i annat fall krävs tillstånd. Eftersom erosionsskyddet i Skellefteälven omfattar betydlig mer än 500 kvadratmeter bottenyta krävs tillstånd för vattenverksamhet från miljödomstolen. Avledning av grundvatten kräver inte tillstånd om det är uppenbart att varken allmänna eller enskilda intressen eller miljön skadas. I Scharins fall är det främst miljön som kan ta skada om inte grundvattnet behandlas innan det släpps till recipient. Om stora vattenmängder måste pumpas kräver detta tillstånd. Transport av avfall För yrkesmässig trafik av såväl farligt avfall som icke farligt avfall krävs tillstånd av länsstyrelsen. Verksamhetsutövaren (Skellefteå kommun) är skyldig att kontrollera att berörda transportföretag eller mottagningsanläggningar har aktuella tillstånd. Denna kontroll utförs lämpligen under upphandlingsfasen av efterbehandlingen. 11.3.2 Tillståndsprocess För att inte fördröja arbetena ska de myndighetskontakter som krävs för efterbehandlingen ske i god tid. En anmälan av anmälningspliktig verksamhet bör, om inte annat medgetts, ha inkommit senast sex veckor innan arbetena ska påbörjas. För tillståndsärenden är handläggningstiden längre. Handläggningstider hos en länsstyrelse på ett halvår är inte ovanliga och för tillstånd från miljödomstolen kan handläggningstiden vara ett år eller längre. Överklagandena kan ytterligare förlänga handläggningen.
154 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
För de förordade efterbehandlingsalternativen bedöms följande anmälningar och tillstånd vara aktuella: -
-
anmälan till tillsynsmyndighet avseende efterbehandlingsåtgärder tillstånd för vattenverksamhet för ev pumpning av grundvatten erfordras troligen, liksom för arbeten med filter och erosionsskydd i strandlinjen, vilket kan avgöras tillsammans med länsstyrelsen (tidigt samråd) anlitad transportör måste ha tillstånd för transport av farligt avfall
11.4 Miljökontroll Förutom gängse praxis vad gäller kvalitetssäkring karakteriseras efterbehandlingsprojekt av omfattande miljökontroller före såväl som under och efter åtgärdsfasen. Syftet med en miljökontroll är att säkerställa dels att omgivningen inte påverkas av den föreslagna saneringen, dels att saneringen får avsedd effekt. Ett miljökontrollprogram ska tas fram i samband med projektering, då också omfattningen av miljökontrollen under och efter efterbehandlingen bestäms. I miljökontollprogrammet inkluderas undersökningar före, under och efter åtgärdernas genomförande. . I miljökontrollprogrammet ges förslag till kontrollpunkter, provtagningsmedia, provtagningsfrekvens, fält- och laboratorieanalyser samt villkor för halter för vissa parametrar. Dessutom redovisas hur datahantering och datasäkring ska utföras samt vem som ansvarar för olika moment i miljökontrollen. Programmet ska också beskriva hur avvikelser mot angivna referensvärden/halter/villkor ska hanteras. Beroende på typ av parameter och villkor kan det handla om utredning, att vidta olika typer av åtgärder eller att avbryta ett arbetsmoment. För kvalitetssäkrad provtagning bör en särskild provtagningsmanual tas fram som beskriver provhantering samt dokumentation och rapportering. Miljökontrollen föreslås preliminärt omfatta: -
-
provtagning och analys av grundvatten grundvattennivåmätning och temperaturmätning i befintliga grundvattenrör analys av ytvatten (passiv provtagning) uppströms och nedströms Scharinsområdet mätning av turbiditet/grumlighet i ytvatten (före, under och efter åtgärd) jordprovtagning och analys i samband med urschaktning av förorenade massor, omfattar både undersökning med hjälp av fältinstrument och kompletterande laboratorieanalyser analys av utgående vatten från ev. reningsanläggning för grundvatten i anslutning till schaktning
De referensprovtagningar (jord, grundvatten, ytvatten) som utförts inom ramen för tidigare undersökningar (Skellefteå kommun, 2007) utgör del av underlaget för miljökontrollen. Kompletterande referensundersökningar föreslås i första hand omfatta provtagning och analys av ytvatten. För att underlätta utvärdering av kommande miljökontrollprovtagning föreslås att det stora datamaterial avseende provtagningar och analysresultat som finns från utförda undersökningar sammanställs i en databas.
155 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Den slutliga omfattningen av miljökontrollen bestäms i projekteringsskedet. Riktlinjer för hur oförutsedda händelser i samband med saneringsarbetet (t ex förekomst av nya föroreningar) ska hanteras måste tas fram i samband med anmälan/tillståndsansökan. En mer detaljerad rutin för detta bör tas fram innan upphandling av entreprenör sker. Rutinen bör innefatta bl a följande frågeställningar: - kontakt med tillsynsmyndighet - informationsstrategi - omedelbara (akuta) arbetsmiljörisker och miljörisker - bedömning av om arbetet ska avbrytas - ev. skyddsåtgärder som måste vidtas (t ex skyddspumpning, temporär övertäckning) - bedömning av händelsens omfattning (kompletterande provtagning och analys, avgränsning av ev. förorening) - förnyad riskbedömning – ev. revidering av åtgärder
11.5 Ansvarsutredning En ansvarsutredning genomfördes under 2001 av Jan Darpö Miljö & Juridik (Skellefteå kommun, 2001). I utredningen slås fast att inga krav på att utföra undersökningar eller saneringsåtgärder kan riktas mot verksamhetsutövarna eftersom dessa inte längre existerar eller gått i konkurs. Vidare kan saneringsförsäkring enligt 33 kap. MB inte tillämpas eftersom huvuddelen av föroreningarna uppkommit före 1989. Ansvarsutredning finns som bilaga 16.
11.6 Huvudmannaskap och finansiering En huvudman måste alltid utses för genomförandet av ett åtgärdsprojekt. Huvudmannaskap innebär både ett finansiellt ansvar och ett beställaransvar. Huvudmannaskapet innebär att huvudmannen står för genomförandet, det framtida ansvaret och uppföljningen av projektet. Det är Skellefteå kommuns vilja att agera som huvudman och byggherre i efterbehandlingsprojektet förutsatt att statliga bidrag erhålls. Skellefteå kommun åtar sig en delfinansiering av projektet.
156 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
11.7 Planering av fortsatta arbeten Följande tidplan föreslås: Moment Ansökan finansiering Förberedande arbete (förprojektering) Upphandling projektledning Tillståndsansökan Projektering Ev. pilotförsök Miljökontrollplan Upphandling efterbehandling Efterbehandling mark och grundvatten Återställande av området Utvärdering/rapportering
2008
2009
2010
x x x x x x x x x x x
157 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
12 Referenser Andersson, S-O (SAKAB), 2008. Muntlig kommunikation, 2008-01-16. Avfall Sverige Utveckling, 2007. Uppdaterade bedömningsgrunder för förorenade massor. Rapport 2007:01. Bain, J., Spink, L., Blowes, D., Smyth, D. 2003. The removal of arsenic from groundwater using permeable reactive barriers. Sudbury 2003 Mining and the Environment, May 25-28 2003, Sudbury, Canada. Blowes, D., Ptacek, C., Benner, S., McRae, C., Bennett, T., and Puls, R., 2000. Treatment of organic contaminants using permeable reactive barriers. Journal of Contaminant Hydrology. 45: 123-127. Cooper, H. H., Bredehoeft, J. D. och Papadopulos, I. S., 1967, Response of finitediameter well to an instantaneous charge of water, Water Resour. Res., 3(1), 263 Cato, I. & Sellén, E., 2004. Miljökemisk sedimentundersökning av bottensedimenten utmed Bottenvikskusten i Skellefteå kommun 2003. Sveriges geologiska undersökning, SGU Rapport 2004:24 Engwall M och Hjelm K, 2000. Uptake of dioxin-like compounds from sewage sludge into various plant species- assessment of levels using av sensitive bioassay. Chemosphere 40: 1189-1195. EU-förordning 850/2004. Europaparlamentets och rådets förordning (EG) av den 29 april 2004 om långlivade organiska föreningar och om ändring av direktiv 99/117/EEG Hanberg A, Öberg M, Sand S, Darnerud PO, Glynn A., 2007. Risk assessment of nondevelopmental health effects of polychlorinated dibenzo-p-dioxins, polychlorinated dibenzofurans and dioxin-like polychlorinated biphenyls in food. Livsmedelsverket, rapport 11. Holmes KK, Shirai JH, Richter KY, Kissel JC, 1999. Field measurement of dermal soil loadings in occupational and recreational activities. Environmental Research Section A, 80:148-157. Hülster A, Marschner H , 1993. Transfer of PCDD/PCDF from contaminated soils to food and crop plants. Chemosphere 27: 439-446. Hvorslev, M.J., 1951, Time Lag and Soil Permeability in Ground-Water Observations, bul.no.26, Waterways Experiment Station, Corps of Engineers, U.S. Army, Vicksburg, Mississippi. IVL, 2006. Dioxins in the Swedish atmosphere. Results from monitoring activities in 2004 and 2005. IVL, Swedish Environmental Research Institute, October 2006, Report U 1969.
158 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Kemakta & Envipro Miljöteknik, 2007. Kramfors kommun. Mariebergs f d sågverk. Huvudstudie om markföroreningar m m. Huvudstudierapport: miljöteknisk del. 200710-12. Kemakta AR 2007-08. Kemakta, 2005. Huvudstudie avseende efterbehandling av Scharins industriområde i Ursviken, Skellefteå kommun. Kemakta AR 2004-10. Slutversion reviderad 2005-0429. Kim H-K, Masaki H, Matsumura T, Kamei T, Magara Y , 2002. Removal efficiency and homologue patterns of dioxins in drinking water treatment. Water Research 36: 4861-4869. KM Miljöteknik, 1998. Förstudie 1 – Mijlövärdering av mark och byggnader, KM Miljöteknik AB, Umeå. Lindqvist, P (RGS 90), 2008. Muntlig kommunikation, 2008-01-16. Ljung K, Oomen A, Duits M, Selinus O, Berglund M, 2007. Bioaccessibility of metals in urban playground soils. Journal of Environmental Science and Health, part A, 49:1241-1250. Lowney YW, Wester, R, Schoof RA, Cushing CA, Edwards C, Ruby MV, 2007. Dermal absorption of arsenic from soils as measured in the rhesus monkey. Toxicological Sciences 100: 381-392. Naturvårdsverket, 1997a. Generella riktvärden för förorenad mark – beräkningsprinciper och vägledning för tillämpning. NV rapport 4638. Naturvårdsverket 1997b. Åtgärdskrav vid efterbehandling: vägledning för säkerställande av att acceptabla resthalter och restmängder uppnås – metoder och säkerhet. NV rapport 4807. Naturvårdsverket & SPI, 1998. Förslag till riktvärden för förorenade bensinstationer. Naturvårdsverket och Svenska Petroleuminstitutet, NV rapport 4889. Naturvårdsverket, 1999a. Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Kust och hav. NV rapport 4914. Naturvårdsverket, 1999b. Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Förorenade områden. NV rapport 4918. Naturvårdsverket, 1999c. Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Grundvatten. NV rapport 4915. Naturvårdsverket, 2006. Åtgärdslösningar – erfarenheter och tillgängliga metoder. Rapport 5637, december 2006, Hållbar Sanering, NV rapport 5637. Naturvårdsverket, 2007a. Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. Remissversion 2007. 2007-10-19.
159 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Naturvårdsverket, 2007b: Efterbehandling av förorenade områden. Kvalitetsmanual för användning och hantering av bidrag till efterbehandling och sanering. Manual efterbehandling, utgåva 3, 2007. Näslund, T. (Ragn-Sells), 2008. Muntlig kommunikation, 2008-01-16. Morinello EJ, Warmerdam JM, Finley BL , 2006. The oral bioavailability of polychlorinated dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans in soil: Review of the state of art of science. Organohalogen Compounds 68: 1581-1584. Müller JF, Hülster A, Päpke O, Ball M, Marschner H , 1993. Transfer pathways of PCDD/PCDF to fruits. Chemosphere 27: 195-201. Persson Y, Öberg L, Tysklind M , 2006. PCDD/Fs in colloidal groundwater fractions and filtered groundwater from a contaminated sawmill site. Organohalogen Compounds 68: In press Poschat P och Zagury GJ, 2006. In vitro gastrointestinal bioavailability of arsenic in soils collected near CCA-treated utility poles. Environmental Science and Technology, 40:4317-4323. Roberts SM, Munson JW, Lowney YW, Ruby MV, 2007. Relative oral bioavailability of arsenic from contaminated soils measured in the cynomolgus monkey. Toxicological Sciences 95: 281-288. Ruby MV, Fehling KA, Paustenbach DJ, Landenberger BD, Holsapple MP , 2002. Oral bioaccessibilty of dioxins/furans at low concentrations (50-350 ppt toxicity equivalent) in soil. Environmental Science & Technology 36: 4905-4911. Shroll R och Schneuert I , 1993. Uptake pathways of octachlorodibenzo-p-dioxin from soil by carrot. Chemosphere 26(9): 1631-1640. SLV, 2005. Föreskrifter om ändring i Livsmedelsverkets föreskrifter (SLVFS 2001:30 om dricksvatten. LIVSFS 2005:10. SLV, 2006. Riksmaten Barn 2003. Livsmedels och näringsintag bland barn i Sverige. Livsmedelsverket. Smedley, P:L., Kinniburgh, D.G:, 2001. A review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry 17:517 – 568. SMHI, 1979. Vattenföring i Sverige, Gotab, Stockholm 1979 Solo-Gabriele, H., Khan, B., Townsend, T., Song, J-K., Jambeck, J., Dubey, B., Jang, Y-C., Cai, Y., Arsenic and Chromium Speciation of leachates from CCA-treated wood. State University system of Florida, Florida Center for Solid and Hazardous Waste Management, Gainesville, FL 32609 Report #3-07, 2004. Skellefteå kommun, 2007. Kompletterande undersökningar av Scharinsområdet, opublicerade data.
160 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Skellefteå kommun, 2001. AB Scharins & söners Industriområde – Utredning av potentiellt förorenade markområden och redovisning av miljörättsligt ansvar för föroreningar inom industriområdet, rapport 2001/01. Skellefteå kommun. Skogforsk 2008. (www.skogforsk.se) access 2008-04-14. Stanford, K.L. och McElwee, C.D., 2000, Analyzing Slug Tests in Wells Screened Across the Watertable: A Field Assessment, Natural Resources Research, Vol. 9. No 2 Sundqvist KL, Haglund P, Olsson M, Broman D, Bignert A, Cornelissen G, Wiberg K, 2006. Concentrations and congener patterns of PCDD/Fs in surface sediment, settling particulate matter, water and fish from the south Bothnian Sea, Sweden. Organohalogen Compounds, 69: 247-250. SWECO, 2007. Scharins f d industriområde. Kompletterande miljöteknisk markundersökning av mark och grundvatten. Uppdragsnummer 1673128 000. 2007-0424. SWECO VIAK AB, Umeå. Sycon, 2001. Markundersökning Scharins industriområde Ursviken 2:1 och 3:22, Skellefteå kommun. Sycon Teknikkonsult AB, Boden. Tyréns, 2003a. Fördjupad markundersökning Scharins industriområde. Tyréns Infrakonsult AB, Umeå Tyréns, 2003b. Komplettering dioxinanalyser vid sågverksområdet Scharins industriområde. Tyréns Infrakonsult AB, Umeå. WSP, 2004a. Fördjupad miljöteknisk undersökning av dioxiner. Uppdragsnr. 10041090, 2004-01-29. WSP Samhällsbyggnad, Umeå. WSP, 2004b. Skellefteå kommun, Scharins industriområde. Bedömning av kostnader för rivning av fasta anläggningar – Underlag för huvudstudie. Rapportnummer 10012192. WSP Samhällsbyggnad, Umeå. Uegaki R, Seike N, Otani T , 2006. Polychlorinated dibenzo-p-dioxins, dibenzofurans and dioxin-like polychlorinated biphenyls in rice plants: Possible contaminated pathways. Chemosphere 65: 1537-1543. US EPA, 1996. Exposure Factors Handbook. Volume I of III -General factors. Update to Exposure Factors Handbook EPA/600/8-89/043 - May 1989. Office of Research and Development, National Center for Environmental Assessment, U.S. Environmental Protection Agency. EPA/600/P-95/002Ba. Warrren GP, Alloway BJ, Lepp NW, Singh B, Bochereau FJM, Penny C, 2003. Field trials to assess the uptake of arsenic by vegetables from contaminated soils and soil remediation with iron oxides. The science of the total environment 311:19-33. Vattenportalen, 2007: www.vattenportalen.se, access 2007-11-08
161 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
Xu, H., 1991. Effects of humic substances and pH on the speciation and adsorption of cadmium, mercury and arsenic. (Diss) Linköping Studies in Arts and Science, 1991.
162 G:\Projekt\07027-Scharins\Rapport\Revidering maj-08\Huvudrapport-reviderad-080529.doc 2008-05-29
