Citres AB Organisationsnumer: 556817-6514
Eskilstuna kommun
Riskbedömning Borsökna deponi, inom fastigheterna Hyndevad 1:75 och Hyndevad 1:76 Eskilstuna kommun.
Version för planarbete
Stockholm, 2020-09-11 CITRES AB
Sami Serti
Uppdragsnummer: 7350
I
NNEHÅLLSFÖRTECKNING1 INLEDNING OCH BAKGRUND ... 3
1.1 Borsöknadeponin ... 3
1.2 Behov av riskbedömning ... 3
1.3 Tidigare undersökningar och utredningar ... 5
1.4 Metodik för riskbedömningen. ... 6
1.4.1 Etapp 1 ... 7
1.4.2 Etapp 2 ... 8
1.4.3 Etapp 3 ... 9
2 FÖRORENINGSHALTER OCH RISKKARAKTERISERING (ETAPP 2) ... 9
2.1 Inledning ... 9
2.2 Riskkarakterisering (aktivitet 2a) ... 10
2.2.1 Skyddsobjekt och exponeringsvägar ... 10
2.2.2 Allmänt om riskkarakterisering i relation till deponier ... 13
2.2.3 Oorganiska ämnen – grundvatten ... 16
2.2.4 Oorganiska ämnen – ytvatten ... 19
2.2.5 Organiska ämnen – grundvatten ... 20
2.2.6 Organiska ämnen i ytvatten ... 27
2.3 Kunskapsluckor angående föroreningshalter (aktivitet 2b) ... 27
3 SAMMANFATTANDE RISKBEDÖMNING (ETAPP 3) ... 28
3.1 Inledning ... 28
3.2 Säkerhetsfaktorer ... 29
3.3 Slutsats från sammanfattande riskbedömning ... 30
1 Inledning och bakgrund
1.1 Borsöknadeponin
Borsöknadeponin är belägen inom fastigheterna Hyndevad 1: 75 och 1:76 och ligger ca 7 km sydväst om Eskilstuna centrum (se Figur 1). Deponin består av en grusgrop som fyllts med schaktmassor och rivningsavfall.
Upplaget ligger i ett vattenskyddsområde. Sydost om deponi ligger Hyndevad vattenverk.
Deponering skedde fram till 1995 och upplagsytan är endast 0,4 ha och långsmal (bredd ca 20-25 m). Avstånd till närmaste bostadsbebyggelse är ca 20-30 m.
Figur 1. Lokalisering av Borsöknadeponin.
1.2 Behov av riskbedömning
Innan man kan välja en lämplig efterbehandlingsåtgärd är det viktigt att man gör en risk- bedömning av Borsöknadeponins miljömässiga belastning på dess omgivningar, männi- skors hälsa och miljö. Denna riskbedömnings skall även ligga till grund för att värdera hur mycket risken bör reduceras, via efterbehandlingsåtgärden, för att vara acceptabel.
Därmed kan den även användas som underlag för planprocessen, om nödvändigt för att föreslå restriktioner och/eller åtgärder. Åtgärderna kan vara av preventiva eller reparativa eller både och, så som sluttäckning.
Riskbedömningen som avses utförs är i linje med vägledningen i Naturvårdsverkets rap- portserie om att välja efterbehandlingsåtgärder för förorenade områden. Denna rapportse- rie inkluderar NV rapport 5978 (Naturvårdsverket 2009a)1, NV rapport 5977 (Natur-
1 Naturvårdsverket 2009a. Att välja efterbehandlingsåtgärd. En vägledning från övergripande till mätbara åtgärdsmål. Naturvårdsverket rapport 5978. ISBN 978-91-620-5978-1.
vårdsverket 2009b)2 och NV rapport 5976 (Naturvårdsverket 2009c)3. Med anledning av att Borsöknadeponin otvivelaktigt är en nedlagd deponi finns dock ett par ingångsvärde som inte finns med vid riskbedömning av ”vanliga” förorenade områden.
Den process som beskrivs i Naturvårdsverkets vägledning, från att upprätta övergripande åtgärdsmål till beslut om att avsluta åtgärden, finns beskrivna i flödesschemat i Figur 2.
Detta dokument har direkt bäring på ett delmoment ”Riskbedömning” i flödesschemat.
Resultatet är tänkt att fungera som underlag för åtgärdsbehov.
Figur 2. Översiktlig illustration av processen för att välja efterbehandlingsåtgärd. Delmoment i detta dokument är inringade i rött. Baserat på (Naturvårdsverket 2009a).
Detta projekt kommer att resultera i en riskbedömning som baseras på tidigare gjorda undersökningar och utredningar, samt på fältbesök som gjorts. Delmomentet ”Undersök- ningar och utredningar” sammanfattas som följande i (Naturvårdsverket 2009a):
”Från undersökningar och utredningar av det förorenade området får man det un- derlag som behövs för att bedöma om risker för människors hälsa eller miljön förelig- ger och om det finns ett behov av att minska riskerna genom efterbehandlingsåtgärder.
Om man i riskbedömningen konstaterar att området innebär en risk och att det finns behov av efterbehandling, kan underlaget behöva kompletteras inför åtgärdsutredning och riskvärdering samt för formulering av mätbara åtgärdsmål. Undersökningar och utredningar omfattar främst uppgifter om föroreningssituationen och den naturliga och
2 Naturvårdsverket 2009b. Riskbedömning av förorenade områden En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. Naturvårdsverket rapport 5977. ISBN 978-91-620-5977-4.
3 Naturvårdsverket 2009c. Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning.
Naturvårdsverket rapport 5976. ISBN 978-91-620-5976-7.
bebyggda miljön på platsen, samt detaljuppgifter som är specifika för olika åtgärdsme- toder.”
Vidare sammanfattas delmomentet “Riskbedömning” som följande:
”Riskbedömning syftar till att identifiera och kvantifiera de risker som ett förorenat område kan ge upphov till. Riskbedömningen är utgångspunkten för ett beslut om ef- terbehandlingsåtgärder behövs för ett område. Riskbedömningen beskriver vidare vilka risker som föroreningssituationen innebär idag och i framtiden, hur mycket riskerna behöver reduceras, vilken form av riskreduktion som behövs på kort och lång sikt samt om valet av efterbehandlingsåtgärder bör inriktas på föroreningskällor, transport- och exponeringsvägar eller skyddsobjekt. Dessutom bedöms den riskminskning som olika åtgärdsalternativ kan åstadkomma. I denna rapport sammanfattas riskbedömningsmo- mentet endast kortfattat. Momentet utvecklas i rapporten ”Riskbedömning av förore- nade områden. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning”…”
1.3 Tidigare undersökningar och utredningar
Borsöknadeponin och dess omgivningar har undersökts ett flertal gånger sedan 1990- talet. Dessa tidigare undersökningar och utredningar har varit viktiga i arbetet med denna rapport. Materialet har dels används för den kvalitativa konceptuella bilden av deponin samt för den kvantitativa förståelse för föroreningssituationen, som ingått i riskbedöm- ningen. Urval av tidigare bakgrundsrapporter och material ges i Tabell 1.
Tabell 1. Urval av tidigare bakgrundsrapport och material som analyserats i detta projekt.
Nr. Tidigare publikation, undersökningar och material
1 Sundin O., 1995. Riskklassificering av gamla avfallsupplag i Eskilstuna kommun. Miljöförvalt- ningen Eskilstuna.
2 Serti S, 2012. Riskklassificering av gamla deponier på kommunens och annans mark inom Eskilstuna kommun. Citres AB.
3 Serti S., och Löfgren M., 2015. Del 2B till: Handlingsplan för gamla deponier på kommunens och annans mark inom Eskilstuna kommun. Citres AB-
4 Gillmark M., Jonasson M., Wahl Edman D. och Eldin J., 2018-09-21. Norconsult. Borsökna- deponiundersökning. Uppdragsnr 1051865, version 4. Norconsult.
5 Gillmark M., Holmström S., Strand J. och Wahl Edman D., 2019-12-06. Fördjupad riskbe- dömning Borsökna. Uppdragsnr 1051865-01, version 2. Norconsult.
6 Winnerstam B., De Graaf E. och Johansson E., 2020-05-12. Hydrogeologiska förutsättningar Hyndevad 22:85 m.fl. (Sandhem). Uppdragsnr 1320048025. Ramböll
7 Persson J., 2020-09-03. Historik och utbredning av deponi i Borsökna, Hyndevad. Eskilstuna kommun, Kommunledningskontoret, Fastighet och Exploatering.
8 Johansson LE., 2020-06-04, 2020-06-05 och 2020-06-08. Analysprotokoll brunn 1-10. ESEM.
Nr. Tidigare publikation, undersökningar och material
9 Van den Brink R., 2019-10-17. Detaljplan för Hyndevad 22:85 med flera, Sandhem, Eskilstuna kommun. Yttrande, Dnr 402-7227-2019, Doss.nr 84-346, Länsstyrelsen Söder- manlands län.
10 Almberg H., 2019-12-21. Brev Tillsyn enligt miljöbalken. Bedömning av utförd deponiutred- ning. MMM-MRN.2017.3831. Miljö- och räddningstjänstnämnden, Eskilstuna kommun.
11 Johansson J., Winnerstam B. och Sander P., 2018-12-19. Hyndevad Grundvattenskyddsom- råde, Hyndevad vattentäkt, Tekniskt underlag med förslag till skyddsområde. Samrådsun- derlag. Ramböll (uppdragsnr 1320027482), Eskilstuna Energi och Miljö AB.
12 Johansson LE., grundvattennivåer från mätserie 2013-2017, ESEM.
1.4 Metodik för riskbedömningen.
Detta projekt kopplar till stegen Undersökningar och utredningar samt Riskbedömning i Figur 2. Nedan görs en kort inflygning till varje etapp. I sammanfattning kan man säga att etapp 1 och 2 ingår i en riskbedömning enligt (Naturvårdsverket 2009a) som är i gräns- landet mellan förenklad och fördjupad, samt att etapp 3 innehåller de viktigaste momen- ten av en fördjupad riskbedömning.
Gällande en förenklad riskbedömning ges olika moment som bedömningen skall inne- hålla i (Naturvårdsverket 2009a, kapitel 4), vilka återges i Tabell 2:
Tabell 2. Moment i förenklad riskbedömning enligt (Naturvårdsverket 2009a, kapitel 4).
Moment i förenklad riskbedömning
Problembeskrivning och konceptuell modell
Bedömning av om betydande kunskapsluckor finns (del av problembeskrivningen) Kontroll av om riskbaserade haltkriterier för förorenade medier finns, till exempel rikt- och gränsvärden eller miljökvalitetsnormer.
Avstämning av om förutsättningarna för haltkriterierna uppfylls Val av representativ halt
Jämförelse mellan representativa halter och haltkriterier (riskkarakterisering) Bedömning av föroreningsbelastning
Bedömning av osäkerheter Sammanfattande riskbedömning
I tillägg till detta diskuteras skyddsobjekt och exponeringsvägar (se t ex Naturvårdsverket 2009c, Avsnitt 2.3).
I denna rapport utförs momenten i Tabell 2, men med tilläggsförutsättningarna att föroreningskällan i Borsöknadeponin är avfall, varför riktvärdesmodellerna måste modifieras. T.ex. kan inte generella riktvärden för förorenad mark i (Naturvårdsverket 2009c) användas vid riskkarakteriseringen.
Nedan kopplas etappmål med moment i Tabell 2.
1.4.1 Etapp 1
Den första etappen inkluderar en orientering och kvalitativ analys av befintligt underlag (se Tabell 1) med fokus på deponins avgränsningar, avfall och föroreningstyper, geologi och hydrologi. Ambitionen här är att undvika att upprepa vad som redan står i underlags- materialet varför läsaren hänvisas till befintligt underlagsmaterial. Notera att denna etapp kopplar starkt till momentet ”Problembeskrivning och konceptuell modell” i Tabell 2, där föroreningsproblematiken sätts i fokus.
Utifrån befintligt underlagsmaterial kan följande generella slutsatser, i förhållande till den förenklade riskbedömningen, dras:
• Deponins nuvarande täckskikt förutsätts vara genomsläppligt för regnvatteninfiltrat- ion. Detta gäller för deponins alla delar.
• Hela deponin är relativt flack vilket främjar infiltration av regnvatten till avfallet och leder till mindre ytavrinning.
• Deponins avfall är genomsläppligt och främjar lakvattenbildning. Denna slutsats måste av försiktighetsskäl dras for deponins alla delar.
• Deponins bottenskikt är genomsläppligt för infiltration av lakvatten till grundvattnet.
Denna slutsats måste av försiktighetsskäl dras for deponins alla delar.
• Deponins botten ligger ovanför grundvattnet. Detta indikerar att vertikal och horison- tell genomströmning ner till grundvattnet. Därmed räcker det att förhindra infiltration av regnvatten för att kraftigt minska lakvattenbildning och ev påverkan på omgiv- ningen.
• Man bör misstänka att deponins huvudsakliga belastning på omgivande recipient sker via utläckage till grundvattnet, och att en belastning via ytliga flöden är av underord- nad betydelse. Detta innebär att riskerna från föroreningsspridning på annat sätt än via lakvatten är försumbara.
• Det finns ett relativt gott underlag att utgå ifrån och därmed kan det rapporteras en fullgod problembeskrivning och konceptuell modell.
• Givet att området undersökts ett flertal gånger sedan mitten av 1990-talet är bety- dande kunskapsluckor som behöver fyllas för att skapa sig en fullständig problem- beskrivning relativt få och om sådana finns har det mindre betydelse för det fortsatta arbetet och slutsatser/rekommendationer.
• Föroreningskällan är avfall, deponi. Det står uttryckligen i (Naturvårdsverket 2009a, Tabell 4.3) att en sådan föroreningskälla inte beaktas vid beräkning av generella rikt- värden för förorenad mark.
• Som ett resultat av att det är en deponi kommer inte utspädningsfaktorerna mellan porvatten och grundvatten, samt mellan porvatten och ytvatten, i (Naturvårdsverket 2009a, Tabell 4.7) användas. Istället antas ingen utspädning (dvs. utspädningsfaktor 1) för dagens situation. Som en konsekvens att föroreningskällan är avfall, och inte förorenad jord, kommer inte fastfasmätningar på avfallet premieras. Vidare kommer fördelningsfaktorn mellan porvatten och jord inte att användas. Istället kommer mät- ningar av halter i vattenfas premieras, eftersom man då kan bortse från fördelnings- faktorn.
• Strömningsriktningen för grundvatten är söderut. Enligt underlag nr 4, 5, 6, 9 och 11 (se Tabell 1) samt SGU’s grundvattenkarta4 finns det en grundvattendelare i höjd med Borsöknasjön (Bad-/Bandavägen) som leder till att strömningsriktningen norr om vattendelaren är norrut. Strömningsriktningen för grundvatten är söderut söder om vattendelaren. Grundvattenytan i området ligger ca 20-25 m (underlag 6 och 11) under markytan, motsvarar cirka 22 m.ö.h., och flödesriktningen bedöms vara mot söder. I Tabell 3 presenteras uppmätta vattennivåer i Borsöknasjön och grundvatten- nivåer (i deponin). Borsöknasjön är cirka 2-2,5 m över grundvattnet. Vattennivån på Borsöknasjön ligger över grundvattnets trycknivå vilket innebär att infiltration från sjön till grundvattenmagasinet inte kan uteslutas. Det regionala flödet i den mättade zonen är söderut.
Tabell 3. Grundvattennivå i Borsöknadeponin (punkt 6840) och vattennivån i Borsöknasjön (från underlagsmaterial 6 och 12, se Tabell 1).
Period Sjön Deponin (6840) Nivåskillnad
Medelnivåer under 2015 +23,93 m +22,49 m 1,44 m
Medelnivåer i mars 2013-2017 +24 m +21,57 m 2,43 m
Medelnivåer i maj 2013-2017 +21,56 m 2,44 m*
Lägsta uppmätta nivå i maj 2017 +20,33 3,67 m*
Medelnivåer i juli 2013-2017 +24 m +21,47 m 2,53 m Medelnivåer i november 2013-2017 +24 m +21,01 m 2,99 m
* När nivån i sjön = +24 m.
1.4.2 Etapp 2
I etapp 2 i Kapitel 2 görs en kvantitativ sammanställning av föroreningshalter från prov- tagningar i tidigare utredningar. Även annan kvantitativ information som är relevant för förståelsen sammanställs. I huvudsak sammanställs endast halter från mätningar i vatten- fas, pga. de exponeringsvägar som identifierats som viktiga.
Som del av denna etapp ges en ”Representativ halt”, vilket är ett moment i Tabell 2. Be- roende på de underlagsdata som finns ges primärt både ett medelvärde och maxvärde för föroreningen, och sekundärt endast ett maxvärde. Detta har bäring på momentet ”Bedöm- ning av osäkerheter”, även om momentet även inkluderar den kvalitativa problembe-
4 Tillgänglig via SGU’s kartgenerator på http://apps.sgu.se/kartgenerator/maporder_sv.html
skrivningen och hanteras via pessimistiska antaganden vid jämförelse av representativa halter och haltkriterier. I etapp 2 görs även direkta jämförelse mellan uppmätta halter, samt medelvärdade (representativa) halter, och riskkriterier. Därmed omhändertas mo- mentet ”Jämförelse mellan representativa halter och haltkriterier (riskkarakterisering)”.
För att kunna göra en sådan riskkarakterisering inkluderar även etappen momentet ”Kon- troll av om riskbaserade haltkriterier för förorenade medier finns, till exempel rikt- och gränsvärden eller miljökvalitetsnormer.”
1.4.3 Etapp 3
Etapp 3 behandlar i huvudsak momenten ”Bedömning av föroreningsbelastning” och
”Sammanfattande riskbedömning”. Innan riskbedömningen sammanfattas diskuteras frå- gor om spridning och belastning, där vägledning om hur man gör detta utifrån per- spektivet av en fördjupad riskbedömning ges i avsnitt 5.4 i (Naturvårdsverket 2009a).
Diskussion i denna etapp hålls med utgångpunkten att om Borsöknadeponin behöver sluttäckas så används förordning (2001:512) som utgångspunkt, där sluttäckningen har vissa funktionskrav gällande reduktion av lakvattenbildning. Bedömning av belastning och risk görs därmed utifrån perspektivet att deponin täcks, med olika tekniska
konstruktionslösningar, så att:
• Infiltrationen genom sluttäckningen, där vattnet kontaktar avfallet och bidrar till lakvattenbildning, inte överskrider 5 liter per år och m2, i enlighet med (2001:512) för deponier för farligt avfall (wors-case fall).
• Infiltrationen genom sluttäckningen, där vattnet kontaktar avfallet och bidrar till lakvattenbildning, inte överskrider 50 liter per år och m2, i enlighet med (2001:512) för deponier för icke-farligt avfall.
• Infiltrationen genom sluttäckningen, där vattnet kontaktar avfallet och bidrar till lakvattenbildning, begränsas till sådana nivåer att behövd reduktion av miljö- belastning erhålls, givet de uppmätta halterna av föroreningar i Borsöknadeponin.
Bedömningen görs i relation till kriterierna för skydd av grund- och ytvatten i (Natur- vårdsverket 2009c), samt haltkriterier i (SGU-FS 2013:2) och (HVMFS 2019:25), uppmätta halter i ESEM’s brunnar nedströms deponin och i relation till modifierade riskvärdesberäkningar som har anpassats för en sluttäckt deponi.
2 Föroreningshalter och riskkarakterisering (etapp 2)
2.1 Inledning
I etapp 2 hanteras existerande data från tidigare undersökningar och utredningar angående föroreningssituationen på Borsöknadeponin och i dess recipient. Hela etappen kopplar både till posterna ”Undersökningar och utredningar” och ”Riskbedömning” i Figur 2.
Inledningsvis ligger fokus på analysdata, analysomfång och provtagningspunkter. En inventering och kvantitativ sammanställning av tidigare analysdata görs. Hänvisning till tidigare undersökningar/befintligt material kommer i möjligaste mån att göras.
Från denna sammanställning väljs en representativ halt för olika föroreningar och denna halt jämförs med riskbaserade haltkriterier i en så kallad riskkarakterisering. Eftersom
Borsöknadeponin är en deponi, och inte (endast) ett förorenat område kan inte generella riktvärden i (Naturvårdsverket 2009c) används i riskkarakteriseringen. Därmed studeras riktvärdesmodellerna i (Naturvårdsverket 2009a, c) och modifieras/förenklas för att gälla för deponier. I vissa fall gör modifieringarna att antagandena i riktvärdesmodellerna blir mer pessimistiska än vad som generellt anges i (Naturvårdsverket 2009a, c). Den risk- karakterisering som görs är ett moment i en förenklad riskbedömning. Eftersom riktvär- desmodellerna behöver modifieras gränsar dock hanteringen till en mer fördjupad riskbe- dömning.
Genomgången i detta kapitel tar avstamp i frågan om Borsöknadeponin medför en sådan risk att den bör efterbehandlas eller inte. Detta görs oberoende av kravet i förordning (2001:512) om att deponin skall sluttäckas. Frånvaron av förhöjda föroreningshalter i deponins lakvatten skulle kunna vara ett skäl att hålla ner efterbehandlingsåtgärder på Borsöknadeponin till ett minimum. Den ambitionsnivå som slutligen väljs bör allmänt beakta den förorening, eller föroreningsgrupp, vars spridning utgör störst risk för recipi- enten (i detta fall grundvatten) och dess skyddsobjekt. Därmed fokuserar denna etapp på de förereningsgrupper vars halter är så pass höga att de utgör en relevant del av den totala risken.
Etapp 2 är indelad i två aktiviteter där en riskkarakterisering görs i aktivitet 2a; en be- dömning av kunskapsluckor och osäkerheter görs i aktivitet 2b.
I aktivitetet 2a i görs en kvantitativ genomgång av analysdata som presenteras i under- lagsrapporterna. I huvudsak har halter av vattenburna föroreningar mätts i underlagen på grund- och deponivatten.
I genomgången i aktivitet 2a delas analyserade parametrarna i två huvudgrupper: ”oorga- niska ämnen” resp ”organiska ämnen”. Utifrån genomgången väljs en representativ halt som jämförs med ett riskbaserat haltkriterium. På grund av förutsättningarna för Borsök- nadeponin görs jämförelsen i riskkarakteriseringen direkt mot lösta halter i grundvatten.
Jämförelser görs mot haltkriterier baserat på (Naturvårdsverket 2009c) och (SGU-FS 2013:25) för grundvatten.
I aktivitet 2b görs en bedömning av ev kunskapsluckor som bör fyllas angående förore- ningssituationen i deponin och i dess omgivning. Fokus är åter på grupper av förorening- ar, eller individuella föroreningar, vars representativa halt är hög relativt till använda haltkriterier. Fokus är även på uppmärksammade föroreningsgrupper (PFOS och PFAS).
2.2 Riskkarakterisering (aktivitet 2a)
2.2.1 Skyddsobjekt och exponeringsvägar
I (Naturvårdsverket 2009a, Tabell 4.1) ges exempel på frågor där svaren på frågorna ”bör belysa kortare och längre tidsperspektiv såväl som risker inom området och i omgivning- arna”. Gällande skyddsobjekt ställs följande frågor:
5 Sveriges geologiska undersöknings föreskrifter om miljökvalitetsnormer och statusklassificering för grundvatten (SGU-FS 2013:2).
1. Vilka skyddsobjekt (människa, miljö, naturresurser) kan påverkas av föroreningarna?
2. Finns särskilt känsliga grupper av människor som kan exponeras?
3. Vilka exponeringsvägar är aktuella?
4. Förekommer särskilt skyddsvärda biotoper eller arter?
5. Finns risk för akuta negativa effekter på miljö och hälsa?
6. Vilka framtida negativa miljö- och hälsoeffekter kan uppstå?
Nedan ges korta svar på dessa frågor, även i förhållande till olika efterbehandlingsåtgär- der.
1. Vilka skyddsobjekt (människa, miljö, naturresurser) kan påverkas av föroreningarna?
I Gilmark m.fl., 2018 (underlag nr 4 i Tabell 1) presenteras jordprovtagning med skruv- borr från Boröknadeponin. De prover som bedöms som relevanta ur ett exponeringsper- spektiv för människor som vistas på Borsöknadeponin avser provpunkterna NC2 och NC3. Detta då jordprover togs från skiktet 0-1 m under markytan. Betydelsen av expone- ring från föroreningar i djupare skikt är kraftigt reducerad då inga flyktiga förorenings- ämningsämnen med en halt över KM har rapporterats. I NC3 (0-1 m) var det endast Cu som överskred KM. Uppmätt Cu-halt var 112 mg/kg TS, vilket kan jämföras med KM- värdet 80 mg/kg TS resp MKM-värdet 200 mg/kg TS. I NC2 (0-1 m) överskred PAH-H (3,4 mg/kg TS), Pb (79,4 mg/kg TS) och PCB-7 (0,033) KM-halten men är med mycket god marginal under MKM. Zn-halten (738 mg/kg TS) var 7dock strax över MKM (500 mg/kg TS).
I Borsöknadeponins recipient finns permanentbostäder och fritidshus. Närmaste bostad finns på angränsande fastighet (Hyndevad 1:75). På denna fastighet finns också en privat dricksvattenbrunn (DV1). Deponin är belägen på Strömholmsåsen. I deponins recipient tar kommunen ut grundvatten för dricksvattenförsörjning. Deponin (delar av) är täckt med mestadels leriga massor. Deponin används inte som ett strövområde (t ex löpning och cykling) givet den befintliga vegetationen som inte inbjuder till att folk vill vara där.
Det kan, i undantagsfall, inte uteslutas att någon går in/över området och därmed tidsbe- gränsat vistas i området. Detta då det för närvarande finns en stig genom området och därmed kan det antas att den används för promenad över området. Därmed ses människor som vistas kortvarigt i området som skyddsobjekt. Gällande miljö är detta alltid ett skyddsobjekt att beakta men det finns inga specifika naturvärden6 på Borsöknadeponin eller i dess omedelbara närområde. Gällande naturresurser bör grundvattenresursen i området ses som ett skyddsobjekt. I översiktsplanen utpekas området mellan Hyndevadån och Borsöknasjön som ett område där en framtida utbyggnad av kommunalt VA är av hög prioritet. Kommunen planerar att ansluta befintliga och planerade fastigheter (bostä- der) till kommunalt VA.
6 www.karta.skilstuna.se/x
2. Finns särskilt känsliga grupper av människor som kan exponeras?
De grupper av människor som är särskilt känsliga för exponering är närboende samt folk som ev vistas tillfälligt på deponin. För närvarande finns det dock inget på deponiområdet som skulle locka dem att vistas på Borsöknadeponin på ett sådant sätt att de kan få i sig föroreningar. Området lockar heller inte folk att i friluftssyfte (eller för bär- och svamp- plockning) vistas i området.
3. Vilka exponeringsvägar är aktuella?
Olika exponeringsvägar är relevanta för olika skyddsobjekt. Gällande grundvatten som naturresurs är den viktigaste exponeringsvägen infiltration av vatten som kontaktat Borsöknadeponins avfall. Gällande människor ges typiska exponeringsvägar i Figur 3.
För människor som vistas tillfälligt på Borsöknadeponin är exponeringsvägarna i den vänstra delen av figuren att betrakta som relevanta. Gällande inandning av ångor och inandning via damm är detta i regel en obetydlig exponeringsväg. Gällande intag av jord och hudupptag (t.ex. via jord på svamp eller smuts på händer) kan dessa exponeringsvä- gar vara av intresse men med anledning av att området inte används i friluftsyfte bedöms inte dessa exponeringsvägar som relevanta. Avfallet överlagras av mestadels leriga massor för att bl a motverka dessa exponeringsvägar. Exponering kan dock ske via intag av dricksvatten.
Figur 3. Typiska exponeringsvägar för människor. Bilden är tagen från (Naturvårdsverket 2009b, Figur 3.4).
Även om vissa exponeringsvägar för människor kan vara av intresse är de endast tillfäl- liga och gäller för människor som vistas tillfälligt på området. Därmed bedöms de med- föra en mycket låg exponering. Exponeringsvägarna är kopplade till lokala områden där avfallet ligger i öppen dager. För att åtgärda sådana akuta exponeringsvägar behövs tro- ligtvis ytterligare massor läggas på deponin. Ett annat, men mindre rimligt, alternativt är
att avfallet avlägsnas. Gällande kronisk exponering är exponering via eventuell lakvatten- bildning, till yt- och grundvatten, viktigast. Detta reflekteras i kommande avsnitt
4. Förekommer särskilt skyddsvärda biotoper eller arter?
Vid en söknings i såväl Skogsvårdsstyrelsens Kartinformation7 som i Eskilstuna kommuns kartinformation8 kan man se att Borsöknadeponin och omkringliggande område inte innehåller nyckelbiotoper, naturvärden, Natura 2000 habitat, etc.
5. Finns risk för akuta negativa effekter på miljö och hälsa?
Utifrån den kvalitativa bedömningen i etapp 1 finns det troligen inga akuta negativa effekter för miljö och hälsa. En kvantitativ bedömning av detta görs i följande avsnitt och i Kapitel 3, främst kopplat till exponering via lakvattenbildning.
6. Vilka framtida negativa miljö- och hälsoeffekter kan uppstå?
Om Borsöknadeponin inte efterbehandlas bör framtida negativa miljö- och hälsoeffekter likna dem i dagens läge. Möjligen kan situationen förvärras för de exponeringsvägar som är kopplade till avfall som ligger i dagen. Om deponin kompletteras med ett skyddsskikt bestående av jord-/schaktmassor stängs exponeringsvägar för akut exponering och därmed även framtida negativa miljö- och hälsoeffekter. Vilken föroreningshalten i det översta skiktet (de delar av deponin som inte är täckta med lerskikt) som kan accepteras eller föroreningshalt i tillfört material till kompletterande täckning bör rimligtvis baseras på en beräkning för att erhålla platsspecifika riktvärden. En sådan beräkning kan mycket väl visa att inga ytterligare skyddsåtgärder är nödvändiga givet den låga exponeringstiden i kombination med att området är privatägd. I framtiden kan området bli kommunalt ägd och därmed bli allmän plats, natur. Oaktat vem som äger området är ett alternativ till att beräkna platsspecifika riktvärden att lägga på någon/-ra decimeter (ca 0,2 m) massor vars föroreningsinnehåll ej överskrider KM-gränsvärdena9. Känslig Markanvändning (KM) halter innebär att markkvaliteten inte begränsar val av markanvändning och grundvattnet skyddas.
2.2.2 Allmänt om riskkarakterisering i relation till deponier
I denna rapport används Naturvårdsverkets vägledning för riskbedömning av förorenade områden (Naturvårdsverket 2009a, c) för att göra en riskbedömning för Borsöknade- ponin. Detta föranleder ett antal modifikationer, eftersom Naturvårdsverkets vägledning inte är anpassad för deponier.
I vägledningen har Naturvårdsverket tagit fram generella riktvärden för ett antal kemiska ämnen, föreningar eller grupper av föreningar i förorenad mark. Generella riktvärden finns för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM). De
7Skogsvårdsstyrelsens kartinformation. https://kartor.skogsstyrelsen.se/kartorapp/ Sökning gjord 2020-08- 13.
8 https://karta.eskilstuna.se/x/. Sökning gjord 2020-08-13.
9 Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark. Rapport 5976, 2009, ISBN 978-91-620-5976- 7. Tabellen publicerad juni 2016. Reviderade och nya generella riktvärden gäller från den 1 juli 2016.
generella riktvärdena och en beskrivning av riktvärdesmodeller finns i (Naturvårdsverket 2009c).
Det finns ett antal olika riktvärdesmodeller beskriva i (Naturvårdsverket 2009c), som svarar upp mot olika exponeringsvägar och även olika fall av föroreningsspridning. En riktvärdesmodell är i princip en mer eller mindre enkel beräkning. Nedan återges två mo- deller för exponeringsvägar, först en för spridning i grundvatten (Ekvation 1) och sedan en för spridning i ytvatten (Ekvation 2).
𝐶𝐺𝑊 = 𝐶𝑐𝑟𝑖𝑡−𝑔𝑤
𝐷𝐹𝑔𝑤−𝑝𝑟𝑜𝑡𝑒𝑐𝑡∙ 𝐶𝐹𝑤𝑎𝑡𝑒𝑟−𝑚𝑜𝑏 Ekvation 1
Där CGW (mg/kg) är halt i marken, Ccrit-gw (mg/l) är haltkriterium för skydd av grundvat- ten, DFgw-protect (-) är utspädningsfaktorn porvatten-grundvatten och CFwater-mob (kg/l) är faktorn för fördelning vatten-jord.
𝐸𝑜𝑓𝑓 𝑠𝑖𝑡𝑒 = 𝐶𝑐𝑟𝑖𝑡−𝑠𝑤
𝐷𝐹𝑠𝑓∙ 𝐶𝐹𝑤𝑎𝑡𝑒𝑟−𝑚𝑜𝑏 Ekvation 2
Där Eoff site (mg/kg) är den föroreningshalt i marken som ger en koncentration motsva- rande haltkriteriet i ett närbeläget ytvatten (dvs. ett ytvatten i recipienten). Ccrit-sw (mg/l) är haltkriterium för skydd av ytvatten, DFsw (-) är utspädningsfaktorn porvatten-ytvatten och CFwater-mob (kg/l) är fördelningsfaktorn mellan porvatten och jord. På detta sätt kan man genom ett haltkriterium för skydd av grundvatten och/eller ytvatten räkna ut en max- imal tillåten halt av förorening i jordmaterialet på det förorenade området.
En central del i riktvärdesmodellerna är haltkriterier för skydd av grundvatten Ccrit-gw samt haltkriterier för skydd av ytvatten Ccrit-sw. Sådana haltkriterier finns tabulerade i (Natur- vårdsverket 2009c) för en mängd olika föroreningar. För grundvatten står det dock i (Na- turvårdsverket 2009c) att:
”Dessa haltkriterier är framtagna för att användas som underlag för riktvärdesbe- räkningen och utgör således inte riktvärden för grundvatten som kan användas för bedömning av uppmätta halter.”
Vidare står det för ytvatten:
”Dessa haltkriterier är framtagna för att användas som underlag för riktvärdesbe- räkningen och utgör således inte riktvärden för ytvatten som kan användas för be- dömning av uppmätta halter.”
Därmed skall man inte oaktat använda dessa haltkriterier direkt i en riskkarakterisering.
Först måste man motivera hanteringen i ljuset av Ekvation 1 och Ekvation 2. Den första parametern att diskutera är CFwater-mob (kg/l), som är fördelningsfaktorn mellan porvatten och jord. I (Naturvårdsverket 2009c) ges vägledning och data för att räkna ut fördelnings- faktorn mellan porvatten och jord. Problemet är att denna vägledning inte kan användas för Borsöknadeponin, eftersom föroreningskällan är avfall och inte jord. Angående för- oreningskällor, och i ljuset av en förenklad riskbedömning, står det explicit i (Naturvårds-
verket 2009a, Tabell 4.3) att avfall och deponier är exempel på föroreningskällor som inte har beaktas vid beräkning av de generella riktvärdena för förorenad mark.
I denna rapport har vi kommit runt detta problem genom att mäta föroreningshalten i vat- tenfas. T.ex. görs mätningar på avfallets porvatten. Detta förenklar Ekvation 1 till:
𝐶𝑤,𝐺𝑊 = 𝐶𝑐𝑟𝑖𝑡−𝑔𝑤
𝐷𝐹𝑔𝑤−𝑝𝑟𝑜𝑡𝑒𝑐𝑡 Ekvation 3
Där Cw,GW (mg/L) är den acceptabla halten i porvattnet i föroreningskällan (avfallet), gi- vet att grundvattnet under och runt deponin skall skyddas. Eftersom Ekvation 3 skall lik- ställas med Ekvation 1 är Cw,GW = CGW CFwater-mob. Med samma motivering förenklas Ekvation 2 till:
𝐸𝑤,𝑜𝑓𝑓 𝑠𝑖𝑡𝑒 =𝐶𝑐𝑟𝑖𝑡−𝑠𝑤
𝐷𝐹𝑠𝑓 Ekvation 4
Där Ew,off site (mg/L) är den acceptabla halten i porvattnet i föroreningskällan (avfallet), givet att ytvattnet nedströms deponin skall skyddas. Eftersom Ekvation 4 skall likställas med Ekvation 2 är Ew,off site = Eoff site CFwater-mob.
Gällande parametrarna DFgw-protect och DFsf är de utspädningsfaktorer som per definition är ≤ 1. Ju mindre värdet är desto mer utspädning räknar man in och ju högre halt av för- oreningen kan tillåtas på det förorenade området. T.ex. anges en utspädningsfaktor mel- lan porvatten och grundvatten på 1/47 vid uträkning av generella riktvärden för mindre känslig markanvändning i (Naturvårdsverket 2009a, Tabell 4.6). Vidare anges i (Natur- vårdsverket 2009a, Tabell 4.7) att:
”Antagen area i generella riktvärden för förorenad mark är 2 500 m2. Väsentligt större area kan medföra risk för oacceptabel belastning eller att riskbaserade halt- kriterier överskrids.”
Om det förorenade området är väsentligt större än 0,25 ha så måste alltså en väsentligt mindre utspädning räknas in i riktvärdesmodellen. Givet att Borsöknadeponin är större än så ha har vi i denna riskkarakterisering valt att bortse från utspädning i grundvatten och satt utspädningsfaktorn DFgw-protect = 1. Detta förenklar riktvärdesmodellerna för grund- vatten ytterligare till:
𝐶𝑤,𝐺𝑊 = 𝐶𝑐𝑟𝑖𝑡−𝑔𝑤
Ekvation 5 Gällande ytvatten är det överpessimistiskt att inte använda sig av utspädning, eftersom regnvatten direkt kan nå ytvattendraget utan att ha passerat avfallet. Däremot är det rim- ligt att anta att ytvatten i lokala diken i deponins närhet har en stor inblandning av lakvat- ten. Detta under förutsättning att något lakvatten överhuvudtaget skulle existera i ytvat- tendike vilken inte bedöms som troligt givet att området är en grusås. För att hantera den okända utspädningsfaktorn skulle man kunna använda en uppmätt halt Csw (mg/l) i ytvat- tendrag i deponins omedelbara recipient för jämförelse med kriteriet för skydd av ytvat- ten. Här kan man säga att den uppmätta halten Csw inkluderar utspädningsfaktorn.
𝐶𝑠𝑤 = 𝐸𝑜𝑓𝑓 𝑠𝑖𝑡𝑒∙ 𝐷𝐹𝑠𝑓∙ 𝐶𝐹𝑤𝑎𝑡𝑒𝑟−𝑚𝑜𝑏 = 𝐶𝑐𝑟𝑖𝑡−𝑠𝑤
Ekvation 6 I och med att riktvärdesmodellerna modifieras för att motsvara förhållanden på platsen kan man argumentera för att en fördjupad riskbedömning utförs även i detta kapitel, även om den sker på ett förenklat sätt.
I denna rapport använder vi ytterligare en indikation på att Borsöknadeponin ev förorenar recipienten på ett problematiskt sätt. Detta är genom att använda mätdata i den omedel- bara recipienten för grundvatten och jämföra dem med kriterier för skydd av grundvatten.
Detta ger en indikation på hur pass försiktigt antagandet är att inte använda sig av utspäd- ning i riktvärdesmodellen i Ekvation 5. Antagandet om att DFgw-protect = 1 gäller för Bor- söknadeponins omedelbara recipient. Om endast grundvattnet i recipienten på visst av- stånd (>>200 m) från deponin anses som skyddsvärd kan man öka på utspädningsfaktorn, eftersom lakvattnet från deponin då späds ut av annat grundvatten och infiltrerande regn- vatten i recipienten.
Det skall noteras att halten för Ccrit-gw för vissa ämnen tas från gränsvärden i SGU-FS 2013:2, istället för från kriteriet för skydd av grundvatten i (Naturvårdsverket 2009c). På samma sätt tas halten för Ccrit-sw för vissa ämnen från gränsvärden för kemisk ytvattensta- tus samt bedömningsgrunder för inlandsvatten i (HVMFS 2019:25) istället för från krite- riet för skydd av ytvatten i (Naturvårdsverket 2009c).
2.2.3 Oorganiska ämnen – grundvatten
I detta avsnitt görs en riskkarakterisering av oorganiska ämnen så som metaller, salter och oorganiska näringsämnen i grundvattnet. Halter av sådana ämnen har uppmätts i underlag nr 4, 5, 8 och 11 (se Tabell 1).
I grundvatten finns ett stort antal föreningar, men alla är inte lika viktiga för Borsökna- deponins belastning på recipienten. I SGU-FS 2013:2 finns riktvärden för ett fåtal oorga- niska ämnen för grundvatten. Vidare finns kriterier för skydd av grundvatten för ett antal föreningar i (Naturvårdsverket 2009c), i form av lösta halter av ämnet (se Tabell 4).
Tabell 4. Riktvärden för oorganiska ämnen för grundvatten på nationell nivå (SGU-FS 2013:2, Bilaga 1) samt kriterier för skydd av grundvatten för oorganiska ämnen (Naturvårdsverket 2009c, Tabell A3.5). I denna rapport väljs riktvärdet i SGU-FS 2013:2 framför kriteriet för skydda av grundvatten som haltkriterium, om båda värdena finns för samma ämne. Detta indikeras av att vissa halter har satts inom parantes.
Parameter Riktvärde för grundvatten SGU-FS 2013:2
Kriterier för skydd av grundvatten (Naturvårdsverket 2009c)
Enhet
Antimon 10 µg/l
Arsenik 10 (5) µg/l
Barium 350 µg/l
Bly 10 (5) µg/l
Kadmium 5 (2,5) µg/l
Kobolt 5 µg/l
Koppar 50 µg/l
Krom tot 25 µg/l
Krom(VI) 25 µg/l
Kvicksilver 1 (0,5) µg/l
Molybden 35 µg/l
Nickel 10 µg/l
Vanadin 30 µg/l
Zink 100 µg/l
Klorid 100 mg/l
Nitrat 50 mg/l
Ammonium 1,5 mg/l
Sulfat 100 mg/l
Cyanid total 25 µg/l
Cyanid fri 25 µg/l
I denna rapport görs riskkarakteriseringen för oorganiska ämnen i grundvatten enligt rikt- värdesmodellen i Ekvation 5, vilket betyder att halter i porvattnet i avfallet10 jämförs di- rekt mot kriteriet för skydd av grundvatten. Det skall dock noteras att det för vissa ämnen finns riktvärden i SGU-FS 2013:2. Om sådana riktvärden finns används de direkt som Ccrit-gw, i stället för de kriterier för skydd av grundvatten som anges i (Naturvårdsverket 2009c). Som man kan se i Tabell 4 är värdet i (Naturvårdsverket 2009c) halverat gente- mot motsvarande värde i SGU-FS 2013:2, i de fall värden finns för samma förorening.
Riktvärdesmodellen i (Naturvårdsverket 2009c) tillåter dock för utspädning, vilket kan vara ett skäl till graden av ytterligare försiktigheten i kriterierna för skydd av grundvatten.
I detta kapitel sätts dock utspädningsfaktorn DFgw-protect pessimistiskt till 1 varför ytterli- gare försiktighet inte är nödvändig. Därmed används de värden som inte är satta inom parantes i Tabell 4 som haltkriterier i riskkarakteriseringen.
I HVMFS 2019:25 finns endast gränsvärden för kemisk ytvattenstatus och inte för grund- vatten. Inga andra förordningar eller regler har hittats med bäring på föroreningsspridning (av icke-radioaktiva oorganiska ämnen) från deponier eller förorenad mark, där riktvär- den eller haltkriterier anges. Därmed diskuteras endast grundvattenhalter av oorganiska ämnen som finns med i Tabell 4 i detta kapitel.
I (Norconsult, 2018-09-21 och 2019-12-06 samt i ESEM, 2020-06-04/05) har halter av oorganiska ämnen uppmätts i grundvattenrör inom och i anslutning till deponin. Prov- punkterna NC2, NC5, 6840 och 19NC02 betraktas som deponins lakvatten. Provpunk- terna 19NC01, 19NC03, 19NC04, DV1 och ESEMs 10 provpunkter betraktas i deponins omedelbara recipient. I Tabell 5 ges det uppmätta maxvärdet i varje rör för varje
förening. Om detta värde är under haltkriteriet i Tabell 4 är cellens bakgrund grön. Detta indikerar att föroreningen inte bör medföra ett problem för grundvattnet i den lokala reci- pienten. Överstiger maxvärdet haltkriteriet i Tabell 4 så rosafärgas cellen. För ämnen som inte ingår i Tabell 4 används vit bakgrundsfärg och ingen jämförelse görs.
10 I grundvattenrör inom deponin mäts i regel en blandning av porvatten i avfallet och tidigare porvatten som lakat ut till ”grundvattnet” under avfallsvolymen.
Tabell 5. Halter i grundvattenrör 19NC03, 219NC04 och ESEMs 10 brunnar (representerad av brunn 1). Grönfärgad och rosafärgad cell indikerar om värdet är under eller över haltkriteriet i Tabell 4. Provpunkt 19NC03 var torrlagd och kunde ej provtas.
Parameter Enhet
DV1
(180516: filtrerat)
DV1
(190820: filtrerat)
19NC01
(190626: filtrerat)
Ammoniumkväve mg/l <0,040* <0,040 0,05
Klorid mg/l 27,1* 19,6 13,4
Arsenik µg/l <2,0 <0,5 <1,0
Bly µg/l <1,0 <0,2 <1,0
Kadmium µg/l <0,10 <0,05 <0,50
Koppar µg/l 1,1 1,84 1
Krom total µg/l <0,8 <0,5 <5,0
Kvicksilver µg/l <0,020 <0,02 <0,010
Nickel µg/l <1,0 1,66 4,5
Zink µg/l 7,3 2,42 3,7
Vanadin µg/l i.u. <0,05 <5,0
Parameter Enhet
19NC04 (190626:
filtrerat)
ESEMs brunn 1**
(171003-200203
Medel
Ammoniumkväve mg/l 0,127 i.u. 0,054
Klorid mg/l 17,6 i.u. 19,4
Arsenik µg/l <1,0 0,068 0,46
Bly µg/l <1,0 0,021 0,3
Kadmium µg/l <0,50 0,031 0,12
Koppar µg/l 1,8 4,1 1,9
Krom total µg/l <5,0 0,060 1,1
Kvicksilver µg/l <0,010 <0,1 0,01
Nickel µg/l 8,6 0,90 3,2
Zink µg/l <2,0 <1 2,9
Vanadin µg/l <5,0 <0,05 1,2
* Oklart om det är filtrerat. ** Avser filtrerat.
Tabell 5 indikerar att belastningen av lakvatten från deponin medför att inga ämnen har en förhöjd koncentration i grundvattnet. Detta gäller oavsett om varje provpunkt betraktas separat eller om ett medelvärde för samtliga provpunkter beaktas.
I (Norconsult, 2018-09-21 och 2919-12-06) har halter av oorganiska ämnen mätts i grundvattenrör att betraktade inom deponiområdet, under 2018 och 2019. Provpunkt 6840 mättes vid två tillfälle och provpunkt 19NC02 mättes vid ett tillfälle.Provpunkterna NC2 och NC5 har varit torra. Detta vatten kan, i medel, antas representera det lakvatten som läcker ut från deponin. Givet områdets topografi och geologi sker sådant utläckage i huvudsak som grundvatten. Data från mätningarna presenteras i Tabell 6.
Tabell 6. Maxhalter i grundvattenrör inom deponin. Grön- eller rosafärgad cell indikerar om värdet är över eller under haltkriteriet i Tabell 4. NC2 och NC5 har varit torra vid provtagningstillfälle.
Ämne Enhet
6840 (180516: ofiltrerat)
6840 (190820. Filtrerat)
19NC02 (190626: filtrerat)
Medel*
Ammoni-
umkväve mg/l 0,254 0,125 0,764 0,445
Klorid mg/l 280 119 54,8 86,9
Arsenik (μg/l) 3,8 <0,5 <1,0 0,4
Barium (μg/l) 64 19,2 13,2 16,2
Bly (μg/l) 45,9 <0,2 <1,0 0,3
Kadmium (μg/l) 0,34 <0,05 <0,50 0,14
Kobolt (μg/l) 5,83 1,89 2,21 2,05
Koppar (μg/l) 228 1,22 39,8 20,5
Krom (μg/l) 9,2 <0,5 <5,0 0,25
Kvicksilver (μg/l) 0,072 <0,02 <0,010 0,007
Nickel (μg/l) 44,1 26,7 47,8 37,3
Vanadin (μg/l) <5,0 <0,05 <5,0 0,14
Zink (μg/l) 238 9,23 4,3 6,8
* Avser filtrerat 6840 och 19NC02.
Som man kan se i Tabell 6 varierar halterna i deponinvattnet/grundvattnet mellan filtrerat och ofiltrerat vatten i en och samma punkt (se t.ex. bly och koppar). De ämnen som i nå- gon punkt på filtrerat vatten överstiger haltkriteriet i Tabell 4 är (se rosamarkerade celler i Tabell 6) nickel.
Givet den riktvärdesmodell som används, som inte räknar med utspädning, bör (det arit- metiska) medelvärdet väljas som representativ halt inom deponiområdet. Noterbart är att ingen provtagningspunkt i recipienten har förhöjda halter av nickel eller någon annan redovisad oorganisk parameter. Denna slutsats gäller oavsett om vattnet filtrerats eller ej filtrerats innan analys. Givet det pH som finns i deponin (lakvatten) är en ökad mobilitet av oorganiska ämnen så som nickel från deponin inte att förvänta. Detta i kombination med de redan låga nickelhalterna i recipientpunkterna (i DV1 i är säkerhetsfaktorn ca 4 och i den kommunala vattentäkten mer än 10) gör att risken för negativ påverkan från deponi bedöms som ringa. För halter i recipienten är det inte givet att medelvärdet skall gälla som representativ halt, om mätningar gjorts i olika delområden. Därmed jämförs även halter i enskilda punkter mot haltkriteriet. Baserat på ovanstående data kan man dra slutsatsen att oorganiska ämnen som lakar ut från avfallet inte har någon negativ påver- kan på den omgivande recipientens grundvatten.
2.2.4 Oorganiska ämnen – ytvatten
På samma sätt som ovannämnd riskkarakterisering för grundvatten kan liknande risk- karakteriseringen för oorganiska ämnen i ytvatten göras. Detta enligt riktvärdesmodellen i Ekvation 6, vilket betyder att halter i ytvattendrag i Borsöknadeponins omedelbara recipi- ent jämförs direkt mot valt haltkriterium. Som nämnts tidigare sker en eventuell påverkan
från deponin på omgivningen via grundvatten. Ytvatten bedöms inte som relevant att beakta med anledning av områdets topografi, geohydrologi i kombination med avfallets mäktighet och läge.
2.2.5 Organiska ämnen – grundvatten
I SGU-FS 2013:2 finns generella riktvärden för grundvatten för ett fåtal organiska före- ningar. Dessa är medtagna i Tabell 7. I (Naturvårdsverket 2009c) finns kriterier för skydd av grundvatten för desto fler organiska föreningar. Vid val av haltkriterium har riktvärden i SGU-FS 2013:2 haft företräde, om det även funnits ett kriterium för skydd av grundvat- ten för samma ämne. I HVMFS 2019:25 finns endast gränsvärden för kemisk ytvattensta- tus och inte för grundvatten.
Tabell 7. Riktvärden för organiska ämnen för grundvatten på nationell nivå (SGU-FS 2013:2, Bilaga 1) samt kriterier för skydd av grundvatten för analyserade organiska ämnen (Naturvårdsverket 2009c, Tabell A3.5). I denna rapport väljs riktvärden i SGU-FS 2013:2 framför kriterier för skydda av grundvatten, om båda värdena finns för samma ämne. Detta indikeras av att vissa kriterier har satts inom parantes.
Parameter Riktvärde för
grundvatten SGU-FS 2013:2
Kriterier för skydd av grundvatten (Naturvårdsverket 2009c)
Enhet
Bensen 1 (0.5) µg/l
Toluen 350 µg/l
Etylbensen 150 µg/l
M/P/O‐Xylen 250 µg/l
Alifater C5‐C6 100 µg/l
Alifater C6‐C8 100 µg/l
Alifater C8‐C10 100 µg/l
Alifater C10‐C12 100 µg/l
Alifater C12‐C16 100 µg/l
Alifater C16‐C35 100 µg/l
Aromater C8‐C10 100 µg/l
Aromater C10‐C16 10 µg/l
Aromater C16‐C35 10 µg/l
Naftalen 10 µg/l
Acenaften 10 µg/l
Acenaftylen 10 µg/l
Summa PAH-L 10 µg/l
Antracen 2 µg/l
Fluoren 2 µg/l
Fenantren 2 µg/l
Fluoranten 2 µg/l
Pyren 2 µg/l
Summa PAH-M 2 µg/l
Benso(a)antracen 0,05 µg/l
Krysen 0,05 µg/l
Benso(b.k)fluoranten 0,05 µg/l
Parameter Riktvärde för grundvatten SGU-FS 2013:2
Kriterier för skydd av grundvatten (Naturvårdsverket 2009c)
Enhet
Benso(a)pyren 0,01 (0,05) µg/l
Dibenso(a.h)antracen 0,05 µg/l
Benso(g.h.i)perylen 0,05 µg/l
Indeno(1.2.3‐cd)pyren 0,05 µg/l
Summa PAH-H 0,05 µg/l
Trikloreten + tertakloreten 10 (5) µg/l
Triklormetan 100 (25) µg/l
1,2-dikloretan 3 (1,5) µg/l
För PFAS rekommenderar Livsmedelsverket11 att summan av 11 PFAS-ämnen inte ska överstiga 90 ng/l i dricksvatten. För grundvatten och mark finns preliminära gränsvärden för PFOS utfärdade av Statens geotekniska institut (SGI). De värden som anges är 45 ng/l i grundvatten. Detta är ett preliminärt riktvärde och styrs av skyddet av grundvatten som en naturresurs12. Det riktvärde som avser att skydda människor som använder grundvat- ten som dricksvatten har SGI satt till 220 ng/l.
Tabell 8. Riktvärden för PFAS/PFOS (livsmedelsverket; SGI, 2015)
Parameter Riktvärde för dricksvatten (Livsmedelsverket)
Riktvärde för grund- vatten som dricksvatten (SGI, 2015
Kriterier för skydd av grundvatten (SGI, 2015))
Enhet
PFAS 90 ng/l
PFOS 220 45 ng/l
Livsmedelsverket13 rekommenderar följande åtgärder beroende på vilken halt av PFAS som finns i dricksvatten:
• Om dricksvattnet innehåller 0-90 ng PFAS/l: Ingen särskild åtgärd behövs. Du kan fortsätta att dricka vattnet.
• Om dricksvattnet innehåller mer än 90 ng PFAS/l: Du kan fortsätta att dricka vattnet men du bör snarast se till att halterna sänks så långt som möjligt under 90 ng/l.
• Om dricksvattnet innehåller mer än 900 ng PFAS/l: Undvik att dricka vattnet eller äta mat som tillagats med vattnet tills halterna sänkts. Att duscha, bada eller diska i vatt- net medför ingen risk. Innan vattnet används till mat och dryck bör halten av PFAS sänkas så långt som möjligt under 90 ng/l
11 Halldin Ankarberg E., 2016. Risker vid förorening av dricksvatten med PFAS. Livsmedelverket, Avdelningen för undersökning och vetenskapligt stöd. 2016-02-29.
12 Pettersson M, Ländell M, Ohlsson Y, Berggren Kleja D och Tiberg C., 2015. Preliminära riktvärden för högfluorerade ämnen (PFAS) i mark och grundvatten. SGI, SGI publikation 21.
13 https://www.livsmedelsverket.se/livsmedel-och-innehall/oonskade-amnen/miljogifter/pfas-poly-och- perfluorerade-alkylsubstanser (2020-06-05)
• Innehåller dricksvattnet i din brunn mer än 90 ng PFAS/l bör du vända dig till din kommun för att få råd och stöd.
Inga andra förordningar eller regler har hittats med bäring på föroreningsspridning från Borsöknadeponin, där även riktvärden eller andra haltkriterier anges för organiska före- ningar.
I denna rapport görs riskkarakteriseringen för organiska ämnen i grundvatten enligt rikt- värdesmodellen i Ekvation 5, vilket betyder att halter i porvattnet14 i avfallet jämförs di- rekt mot kriteriet för skydd av grundvatten. Detsamma gäller även för halter i grundvatt- net i deponins omedelbara recipient, där utspädning kan bortses från. Det skall dock noteras att det för fåtalet ämnen finns riktvärden i SGU-FS 2013:2. Om sådana riktvärden finns används de direkt som Ccrit-gw, i stället för de kriterier för skydd av grundvatten som anges i (Naturvårdsverket 2009c).
I Tabell 9 och Tabell 10 ges uppmätta halter för deponi- och/eller grundvatten som rap- porteras i. En jämförelse görs med haltkriterierna i Tabell 7 och Tabell 8.
Tabell 9. Halter i grundvattenrör inom deponiområdet. Rosa- eller grönfärgad cell indikerar om värdet är över eller under haltkriteriet i Tabell 7. Om detektionsgränsen är högre än haltkriteriet så vitmarkeras cellen. Provpunkterna NC2 och NC5 var torra vid provtagningstillfället (ej anlagda tillräckligt djupt). Provpunkt 19NC02 analyserades map flyktiga organiska ämnen (klorerade alifa- ter) och PFAS/PFOS. Samtliga halter i µg/l.
6840 19NC02
Ämne 180516: ofiltrerat 190820. filtrerat 190626: filtrerat
Bensen <0,20 <0,20 i.u.
Toluen <0,50 <0,20
Etylbensen <0,10 <0,20
M/P/O‐Xylen <0,10 <0,20
Alifater C8‐C10 <10,0 <10
Alifater C10‐C12 <10 11
Alifater C12‐C16 <10 <10
Alifater C16‐C35 243 31
Aromater C8‐C10 <0,30 5,55
Aromater C10‐C16 <0,775 <0,775
Aromater C16‐C35 <1,0 <1,0
Naftalen <0,010 <0,010
Acenaften <0,010 <0,010
Acenaftylen <0,010 <0,010
Summa PAH-L <0,015 <0,015
Antracen <0,010 <0,010
Fluoren <0,010 <0,010
Fenantren 0,012 <0,010
Fluoranten 0,014 <0,010
Pyren 0,014 <0,010
14 I grundvattenrör inom deponin mäts i regel en blandning av porvatten i avfallet och tidigare porvatten som lakat ut till ”grundvattnet” under avfallsvolymen.
6840 19NC02 Ämne 180516: ofiltrerat 190820. filtrerat 190626: filtrerat
Summa PAH-M 0,04 <0,025
Benso(a)antracen <0,010 <0,010
Krysen <0,010 <0,010
Benso(b.k)fluoranten <0,010 <0,010
Benso(a)pyren <0,010 <0,010
Dibenso(a.h)antracen <0,010 <0,010 Benso(g.h.i)perylen <0,010 <0,010 Indeno(1.2.3‐
cd)pyren <0,010 <0,010
Summa PAH H <0,040 <0,040
PFAS - ej det. 0,15
PFOS - <0,0100 <0,0100
Tabell 10. Halter i grundvattenrör i deponins omedelbara recipient. De grönfärgade cellerna indikerar att värdena är under haltkriteriet i Tabell 7. För vitfärgade celler är detektionsgränsen för hög för att göra jämförelsen. Samtliga halter i µg/l.
Ämne 19NC01
(190626: filtrerat)
19NC04
(190626: filtrerat
DV1
(180516: ofiltrerat)
DV1 (190820:
filtrerat)
ESEMs brunn 1 (200203)
Bensen <0,20 <0,20 i.u. <0,20 <0.1
Toluen <0,50 <0,50 i.u. <0,20 <1
Etylbensen <0,10 <0,10 i.u. <0,20 <1
M/P/O‐Xylen <0,10 <0,10 i.u. <0,20 <1
Alifater C8‐C10 <10 <10,0 i.u. <10 <10
Alifater C10‐C12 12 <10 i.u. <10 <10
Alifater C12‐C16 <10 <10 i.u. <10 <10
Alifater C16‐C35 <10 45 i.u. 273 <10
Aromater C8-C10 <0,30 <0,30 i.u. <0,30 <10
Aromater C10-C16 <0,775 <0,775 i.u. <0,775 <10
Aromater C16-C35 <1,0 <1,0 i.u. <1,0 <2
Naftalen <0,010 <0,010 <0,100 <0,010 <0,1
Acenaften <0,010 <0,010 <0,100 <0,010 <0,1
Acenaftylen <0,010 <0,010 <0,100 <0,010 <0,1
Summa PAH L <0,015 <0,015 <0,10 <0,015 <0,1
Antracen <0,010 <0,010 <0,020 <0,010 <0,1
Fluoren <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,1
Fenantren <0,010 0,014 <0,030 <0,010 <0,1
Fluoranten <0,010 0,014 <0,030 <0,010 <0,1
Pyren <0,010 0,012 <0,060 <0,010 <0,1
Summa PAH M <0,025 0,04 <0,080 <0,025 <0,2
Benso(a)antracen <0,010 <0,010 <0,010 0,011 <0,1
Krysen <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,1
Benso(b.k)fluoranten <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,1
Benso(a)pyren <0,010 <0,010 <0,020 <0,014 <0,1
Ämne 19NC01
(190626: filtrerat)
19NC04
(190626: filtrerat
DV1
(180516: ofiltrerat)
DV1 (190820:
filtrerat)
ESEMs brunn 1 (200203)
Dibenso(a.h)antracen <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,1
Benso(g.h.i)perylen <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,1
Indeno(1.2.3‐cd)pyren <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 <0,1
Summa PAH H <0,040 <0,040 <0,045 0,011 <0,3
PFAS 0,025 ej det. - ej det. <5*
PFOS <0,0100 <0,0100 - <0,0100 1,5*
* Enhet i ng/l
Halter i ESEM’s brunnar i deponins omedelbara recipient. De grönfärgade cellerna indikerar att värdena är under haltkriteriet i Tabell 7. För vitfärgade celler är detektionsgränsen för hög för att göra jämförelsen. Samtliga halter i ng/l. redovisning av två provtagningsdatum (200302 och 200601) med undantag för brunn 3.
Ämne Brunn 2 Brunn 3 Brunn 4 Brunn 5 Brunn 7
200302 200601 200601 200302 200601 200302 200601 200302 200601
PFAS 11 <5 <5 13 <5 13 <5 13 <5
PFOS 1,9 0,67 0,89 1,5 0,88 1,8 0,89 2,8 0,84
Ämne Brunn 8 Brunn 9 Brunn 10
200302 200601 200302 200601 200302 200601
PFAS 13 <5 11 <5 12 <5
PFOS 1,5 1,2 1,6 0,91 1,5 0,95
Som man kan se i Tabell 9 är området runt provpunkt 6840 förorenat map Alifater C16- C35 vars halt är 2,43 gånger högre än riktvärdet i naturvårdsverket (2009c). Notera dock att detta gäller ofiltrerat vatten. Motsvarande analysparameter i filtrerat vatten från samma provpunkt (6840) är 3 ggr lägre än riktvärdet i naturvårdsverket (2009c). Enbart provpunkt DV1 (brunn i angränsande fastighet) i den omedelbara recipienten uppvisar en förhöjd halt map Alifater C16-C35. Den uppmätta halten i provpunkt DV1, i relation till provpunkt 6840, bedöms inte som realistisk. Halten i DV1 på filtrerat vatten är högre än i ofiltrerat vatten i 6840. Enligt uppgift utfördes provtagning i punkt DV1 med en ”bailer”
som även fick med sig slam. Utifrån dessa data kan man dra slutsatsen att föroreningar i deponins lakvatten generellt sett är låga. Vidare förefaller det som att spridning av förore- ningar från deponin inte sprider sig till grundvattnet som bla utgör kommunal vattentäkt.
Borsöknadeponin är belägen på Strömholmsåsen vilket innebär att DV1 tillhör samma grundvattenakvifer som den kommunala vattentäkten. De kemiska förhållandena i depo- nin är neutralt pH och reducerande och bedöms inte ändras över överskådlig tid. Med anledning av detta är det högst osannolikt att risken för negativ påverkan från deponin avseende oljeämnen ökar. Ev framtida avvikelser kan fångas upp inom ramen för ESEMs egenkontroll som analyseras oljeämnen, metaller (inkl nickel), PFAS/PFOS, etc.
När det gäller PFAS/PFOS kan det noteras att halterna i deponins omedelbara recipient är med mycket god marginal under Livsmedelsverkets och SGI’s riktvärden. I underlag nr 5 (se Tabell 1), kapitel ”6 Utvärdering”/fjärde stycket, står det att en förklaring till att inga detekterbara halter av PFAS påträffats i 19NC04, 6840 och DV1 är att PFAS binder till järn i stålrören (GV-rören). Utan att initialt ta ställning till om det finns en vetenskaplig grund för detta kan man föra ett resonemang kring det. Innan provtagning av grundvatten sker omsätts vattnet i rören vilket betyder att provtagning sker på ”nytt” tillrinnande vat- ten. Med anledning av att Borsökna befinner sig i en ås är uttagsmöjligheterna av grund- vatten mycket goda. Detta betyder att även om grundvattenrören inte skulle ha omsatts före provtagning sker det en naturlig omsättning. När det gäller fastläggning av förore- ningar till bindningssiter konkurrerar olika föroreningar om bindningssiterna och jonbyte kan också föreligga. Om det i underlag nr 5 syftades på bundet järn i själva stålröret borde bindningssiterna ha mättats relativt snabbt vilket innebär att ytterligare sorptions- kapacitet inte föreligger. Om vattnet innehåller PFAS i kombination med att bindningssi- terna är mättade betyder det att det provtagna vattnet borde då rimligtvis visa på innehåll av PFAS. Om det, i underlag nr 5, istället är löst järn som PFAS binder till borde det borde det också visa sig i analys av det provtagna vattnet. Därmed förefaller det inte troligt att förklaringen till avsaknaden av detekterbara halter av PFAS är att det binder till järn.
Ett försök till genomgång av vetenskaplig litteratur, vägledning från Naturvårdsverket15, SGI-publikation 2116, tekniska rapporter och utredningar17 i syfte att finna stöd för att
15 Vägledning om att riskbedöma och åtgärda PFAS-föroreningar inom förorenade områden, Rapport 6871, januari 2019, ISBN 978-91-620-6871‐4, ISSN 0282-7298.
16 Pettersson M, Ländell M, Ohlsson Y, Berggren Kleja D och Tiberg C., 2015. Preliminära riktvärden för högfluorerade ämnen (PFAS) i mark och grundvatten. SGI, SGI publikation 21.
17 Till exempel Franke V., McCleaf P., Wiberg K. och Ahrens L., 2017. Hur kan PFAS-ämnen avlägsnas i vattenverken? En granskning av nya och befintliga vattenreningstekniker. Svenskt Vatten Utveckling, Rapport Nr 2017-20.
