021203 Slutlig Rapport - klippan.se...4.5 topografi och geologi 17 5 historik: klippans lÄderfabrik 17 5.1 verksamhet / processer 18 5.2 byggnader 19 5.3 dag- och spillvattenledningar

J&W Energi och Miljö Laholmsvägen 10, 302 48 Halmstad Tel: 035-18 11 00 Fax: 035-18 11 01

www.jw.se Org nr: 556057-4880 Styrelsens säte: Stockholm J&W ingår i WSP Group

Läderfabriken, Klippan

Länsstyrelsen i Skåne län

Fördjupad miljöteknisk markundersökning Halmstad Malmö 2002-12-03 J&W uppdrag nr. 10019392 J&W Energi och Miljö

Läderfabriken, Klippan 2 (63) Fördjupad miljöteknisk markundersökning 2002-12-03 10019392

J&W Energi och Miljö Laholmsvägen 10, 302 48 Halmstad, Tel: 035-181100, Fax: 035-181101, www.jw.se

Org nr 556057-4880, Styrelsens säte: Stockholm Globen L:\3158\Skåne_Länsstyrelsen\10019392_Klippans_Läderfabrik\3_Dokument\6_Slutrapport\Slutlig rapport Koncept 021113\021203 Slutlig Rapport.doc

Rapport: Läderfabriken, Klippan Fördjupad miljöteknisk markundersökning

J&W Uppdragsnr: 10019392

Kund: Länsstyrelsen i Skåne län

J&W Avdelning: J&W Energi och Miljö, Avd. Mark och Vatten

Upprättad av: Lars Davidsson

Fredrik Lundgren

Suzanne Näckdal

Karin Kockum

Granskad av: Christer Gedda, Erik Bergstedt Björn-Olof Gustafsson

Godkänd av: Lars Davidsson

Ort, datum: Halmstad, 2002-12-03




INNEHÅLL 1 SAMMANFATTNING 6

2 UPPDRAG OCH SYFTE 9

3 OMFATTNING 9

4 OMRÅDESBESKRIVNING 11 4.1 UNDERSÖKNINGSOMRÅDET 11 4.2 MARKENS NUVARANDE OCH FRAMTIDA ANVÄNDNING 11 4.3 OMGIVNINGSFÖRHÅLLANDEN 15 4.4 RECIPIENT OCH VATTENINTRESSEN 16 4.5 TOPOGRAFI OCH GEOLOGI 17

5 HISTORIK: KLIPPANS LÄDERFABRIK 17 5.1 VERKSAMHET / PROCESSER 18 5.2 BYGGNADER 19 5.3 DAG- OCH SPILLVATTENLEDNINGAR 20 5.4 PROCESSVATTEN 20 5.5 EFTERBEHANDLING / PARTIELL INNESLUTNING (1996) 22 5.6 TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR VID KLIPPANS LÄDERFABRIK 24

6 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR – GENOMFÖRANDE OCH METODIK 25

6.1 INTERVJUER OCH ARKIVSTUDIER 25 6.2 PROVTAGNING AV JORD 26

6.2.1 Metodik: GRÄVNING / SKRUVBORRNING6.2.2 METODIK: JORDPROVTAGNING

6.3 PROVTAGNING AV GRUNDVATTEN 27 6.3.1 METODIK: INSTALLATION AV GRUNDVATTENRÖR 6.3.2 METODIK: GRUNDVATTENPROVTAGNING

6.4 ENKEL PROVPUMPNING 28 6.4.1 METODIK: ENKEL PROVPUMPNING

6.5 INVENTERING / PROVTAGNING I LEDNINGSNÄT 29 6.5.1 METODIK: UNDERSÖKNING LEDNINGSNÄT6.5.2 METODIK: PROVTAGNING (SEDIMENT / DAg- och spillVATTEN)

6.6 FÄLTANALYSER 30 6.6.1 XRF- och PID-mätningar6.6.2 Elektrisk ledningsförmåga / pH-värde

6.7 LABORATORIEANALYSER 32 6.7.1 Jordprover6.7.2 Sedimentprover (dag- och spillvattenledningar)6.7.3 Grundvattenprover6.7.4 Dag- och spillvattenprover

6.8 XRF-MÄTNINGAR I BYGGNADER 33 7 RESULTAT AV UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 33

7.1 INTERVJUER OCH ARKIVSTUDIER 33 7.2 PROVTAGNING I JORD 35

7.2.1 Markförhållanden och jordlagerföljder7.2.2 Laboratorieanalyser7.2.3 XRF- och PID-mätningar

7.3 GRUNDVATTEN 36 7.3.1 Grundvattenförhållanden7.3.2 Laboratorieanalyser7.3.3 Enkel provpumpning




7.3.4 Elektrisk ledningsförmåga / pH-värde7.4 LEDNINGSSYSTEM 37

7.4.1 Inventering av dag- och spillvattenledningar7.4.2 Provtagning av sediment i ledningar7.4.3 Provtagning av dag- och spillvatten

7.5 XRF-MÄTNINGAR I BYGGNADER 38 8 UTVÄRDERING 38

8.1 TILLÄMPADE RIKTVÄRDEN OCH JÄMFÖRVÄRDEN 38 8.1.1 Klassning av förorenat Fast material8.1.2 Klassning av GrundVatten / Spillvatten

8.2 PÅTRÄFFADE FASTA FÖRORENINGAR 40 8.2.1 Utbredning och halter8.2.2 Totalmängder av dominerande föroreningar

8.3 PÅTRÄFFADE FÖRORENINGAR I SEDIMENT I LEDNINGSSYSTEM 43 8.4 PÅTRÄFFADE FÖRORENINGAR I GRUNDVATTEN OCH DAGVATTEN 43

8.4.1 Inledning 8.4.2 Föroreningshalter i grundvatten och dagvatten8.4.3 Utbredning av föroreningar i grundvatten

8.5 DE DOMINERANDE FÖRORENINGARNAS EGENSKAPER 44 8.5.1 Arsenik 8.5.2 Krom 8.5.3 Bly 8.5.4 Koppar 8.5.5 Zink 8.5.6 PAH 8.5.7 Petroleumkolväten

8.6 SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR 46 8.6.1 Inledning 8.6.2 Grundvattenflöde8.6.3 Spridningsförutsättningar för föroreningar via grundvatten 8.6.4 Spridning av föroreningar till brunnar i området8.6.5 Spridning av föroreningar till ytvatten8.6.6 Beräkning av föroreningsbelastning av tungmetaller till Bäljane å

8.7 EXPONERINGSRISKER FÖR MÄNNISKOR 49 8.8 EKOTOXIKOLOGISKA RISKER 51

8.8.1 Ekotoxikologiska risker på platsen8.8.2 Ekotoxikologiska risker i närbelägna ytvatten (Bäljane å)

8.9 RISKBEDÖMNING ENLIGT MIFO 51 8.10 SLUTSATSER 52

9 MÖJLIGA EFTERBEHANDLINGSÅTGÄRDER 52 9.1 INLEDNING 52 9.2 MÖJLIGA ÅTGÄRDER 54

9.2.1 Inledning 9.2.2 Övertäckning och kontroll (Nollalternativ)9.2.3 Immobiliseringsmetoder9.2.4 Koncentrationsmetoder9.2.5 Destruktionsmetoder

9.3 RISKVÄRDERING AV MÖJLIGA ÅTGÄRDER 58 10 ÅTGÄRDSFÖRSLAG 59

10.1 INLEDNING 59 10.2 ÖVERTÄCKNING, KONTROLL (NOLLALTERNATIV) 59

10.2.1 Teknik 10.2.2 Miljö 10.2.3 Ekonomi

10.3 PARTIELL INNESLUTNING PÅ PLATS 60 10.3.1 Teknik




10.3.2 Miljö 10.3.3 Ekonomi

10.4 ÅTGÄRDSFÖRSLAG - BYGGNADER OCH LEDNINGSNÄT 62 10.4.1 Åtgärdsundersökningar före rivning10.4.2 Rivning av byggnader och ledningsnät10.4.3 Åtgärdsundersökningar efter rivning

10.5 REKOMMENDATION 63 11 FÖRSLAG TILL KOMPLETTERANDE UNDERSÖKNINGAR 63

11.1 ÖVERVAKNING / KONTROLL 63

Bilagor 1 Detaljkarta, Läderfabriken och angränsande fastigheter

2 :1-2 Plan över fabriksområdet, 1915-1974, med beskrivning :3-4 Plan över fabriksområdet, 1974-1991, med beskrivning :5 Plan över ledningsnätet.

3 :1-6 Provtagningsplaner, (jord, grundvatten, sediment i ledningsnät, dag- och spillvatten i ledningsnät samt XRF-mätning i byggnad). :7 Provtagningspunkternas läge (x- och y-koordinater)

4 :1 Fältprotokoll (jordlagerföljder och analysförteckning). :2 Sektioner i plan. :3-7 Sektioner, jordlagerföljder (I-I, II-II, III-III, IV-IV och V-V).

5 Grundvattennivåkarta med bedömd flödesriktning

6 :1 Beskrivning av inventerade brunnar i ledningsnätet. :2-3 Flödesvägar i spillvattennätet (nederbörd / uppehåll).

7 :1-4 Resultat, fält- och labanalyser (jord, grundvatten, sediment i ledningsnät och dag- och spillvatten samt XRF-mätning i byggnad)

8 :1-6 Jämförelse mellan XRF-LAB på jordprover (As, Cr (0-1000 mg/kg), Cr (1000-4000 mg/kg), Pb, Cu och Zn).

9 :1-14 Resultat. Föroreningar i jord. Plankartor. (As XRF, As Lab, Cr XRF, Cr Lab, Cr (VI) LAB, Cu XRF, Cu Lab, Pb,XRF, Pb Lab, Zn XRF, Zn Lab, C16-C35 Lab, Kolväten Lab och PAH Lab.

10 :1-2 Resultat av XRF-mätningar i byggnad. Plankartor (vån 1 och 2).

11 :1-6 Utvärdering. Föroreningsnivåer i jord. Plankartor: (0-1 mumy, 1-2 mumy, 2-3 mumy, 3-4 mumy, 4-8 mumy och 0-8 mumy).

12 :1-4 Utvärdering. Föroreningsnivåer i grundvatten.

13 :1 Utvärdering. Föroreningsnivåer i sediment.

14 Beräknad mängd förorenad jord. Tabell.

15 :1 Utbredning av förorenad jord- och fyllnadsmassor. Plankarta. :2-6 Utbredning av förorenad jord- och fyllnadsmassor. Sektioner.

16 :1 Åtgärdsförslag (omfördelning av förorenade massor) :2 Åtgärdsförslag (sluttäckning och grundvattenåtgärder)

17 Fotodokumentation från grävning och skruvborrning samt ledningsnätsundersökning.

18 Analysprotokoll




1 SAMMANFATTNING J&W Energi och Miljö, fick i april 2002 i uppdrag av Länsstyrelsen i Skåne att genom-föra en fördjupad miljöteknisk markundersökning av f.d. Läderfabriken i Klippan. Undersökningen omfattade hela fabriksområdet och närliggande områden där depo-nering av restprodukter och avfall från fabriken hade förekommit samt områden som misstänktes ha blivit påverkade av föroreningsspridning från fabriken. Syftet med undersökningen var att beskriva föroreningssituationen i mark och grund-vatten (utbredning i plan och djup), klarlägga källan för konstaterat kromläckage i spillvattenledningen strax norr om fabriken samt att ge ett underlag för en riskbe-dömning av både fabriksområdet och intilliggande områden. Slutligen syftade under-sökningen till att ge förslag på efterbehandlingsåtgärder samt kostnadsuppskattningar för dessa åtgärder. En översiktlig undersökning av föroreningshalter på betonggolv och väggar utfördes i utvalda delar av byggnaden. Syftet var att få en uppfattning om föro-reningssituationen i f d Läderfabrikens byggnader. Vid Läderfabriken i Klippan förekom garvning med kromsalter från 1906 och fram till år 1988. Förutom kromsalter hanterades vid behandlingen av skinn och hudar många andra ämnen bl a lösningsmedel. I början användes kol för uppvärmning men efterhand övergick man till att använda olja. Restprodukter och avfall från tillverkningen av läder (t ex spaltläder med hög kromhalt) deponerades under många år norr om fabriken, i sluttningen mellan fabriksområdet och Bäljane å. Stora delar av deponierna mellan fabriksområdet och Bäljane å efterbehandlades i mitten av 1990-talet (1996), dock ej området strax norr om fabriken. Föroreningarna lades i två deponier som täcktes med dubbla tätskikt (geomembraner och bentonit) för att förhindra en utlakning av krom och andra föroreningar till omgivningen. Den nu genomförda undersökningen visar att deponering av restprodukter och avfall förekommit även inom de östra och nordöstra delarna av fabriksområdet samt norr och nordväst om fabriksområdet. Dessa delar av undersökningsområdet bedöms utgöra störst risk för människors hälsa och miljön. Undersökningen kunde enbart påvisa relativt måttliga halter av föroreningar (främst arsenik) under de befintliga fabriks-byggnaderna. Föroreningsnivåerna i grundvattnet nedströms det förorenade fyllnadsmassorna är generellt lägre än föroreningsnivåerna i fyllnadsmassorna. Det visar att utläckage av föroreningar från förorenade massorna till nedströms liggande områden sannolikt är begränsat under nuvarande förhållanden. En inventering och provtagning av sediment och vatten i ledningssystemet under fabriken visar att där finns sediment med mycket höga föroreningshalter. Den totala mängden sediment i ledningssystemet bedöms dock vara relativt liten.




Vid uppehållsväder sker inget vattenflöde i ledningssystem förutom i den ledningsdel som finns norr om fabriken, mellan fabriken och utloppet. Detta flöde orsakas av inläckande grundvatten. Analys av detta vatten visar på förhöjda kromhalter i in-läckande grundvatten. Källan till grundvattenföroreningarna är sannolikt deponerade restprodukter och avfall i marken under de nordligaste fabriksbyggnaderna och under den nedre (norra) gårds-planen. Vid nederbörd domineras vattenflödet i ledningssystemet av i huvudsak icke förorenat dagvatten. Flödet sker framför allt genom den del av ledningen som utgörs av huvudledningen (Höganäsledningen). Vid kraftig nederbörd finns dock en risk för att stora flöden i ledningsnätet kan medföra att förorenat sediment i ledningsnätet transporteras bort i ledningarna och ut i den nya sedimentationsdammen norr om fabriken. XRF-mätningar på golv och väggar i fabriksbyggnaden visar att ytskikten i flera av de undersökta lokalerna innehåller höga halter av metaller, framför allt krom men även höga halter av bly och koppar indikerades. Den totala mängden deponerade massor inom fabriksområdet och strax norr där om uppgår uppskattningsvis till mellan 30 000 och 40 000 m3 (ca 46 000 – 62 000 ton). De deponerade massorna (fyllnadsmassorna) återfinns på en ca 15 000 m2 stor yta. Fyllnadsmassornas mäktighet uppgår i medeltal till ca 2 m. Vid studier av olika efterbehandlingsalternativ kunde det relativt tidigt konstateras att uppgrävning och borttransport av förorenade jord- och fyllnadsmassor skulle innebär dels en mycket omfattande transportinsats och dels skulle jordmassorna behöva behandlas med hjälp av olika koncentrations- och immobilieringsmetoder (bl a siktning, jordtvätt och eventuellt också solidifiering) innan en slutlig deponering skulle kunna ske. Detta alternativ (extern deponering) skulle bli mycket kostsamt, samtidigt som de efterbehandlingsresultat som kunde förväntas bedömdes som långtifrån säkra. En koncentration av massor till en liten yta och täckning på plats bedöms vara den bästa lösningen både ur miljömässig och ekonomisk synvinkel. De efterbehandlingsåtgärder som rekommenderas är därför att genomföra en partiell inneslutning kombinerat med en selektiv schaktning. Den selektiva schaktningen görs i områden som innehåller en mindre mängd föroreningar och där föroreningarna ligger relativt ytligt. Det uppschaktade materialet läggs inom de områden där stora mängder förorenade massor påträffats. Över dessa massor utförs sedan en sluttäckning (partiell inne-slutning). Sluttäckningen föreslås utformas så att gällande krav för en deponi för farligt avfall, motsvarande en högsta lakvattenbildning på 5 mm/år, uppfylls. Modelleras deponin på rätt sätt bedöms preliminärt en sluttäckning med ett enkelt tätskikt av bentonit var fullt tillräckligt för att uppfylla de krav som idag finns på sluttäckning vid deponier för farligt avfall. Målsättningen med den partiella inneslutningen är att för den dominerande föro-reningen, dvs krom, skapa en miljö med liten vattengenomströmning och begränsad tillgång på syre. Detta skapades genom den sluttäckning som föreslås.




I och med att sluttäckningen utförs minimeras vattenströmningen genom de förorenade massorna. Detta medför även en minskad föroreningsspridning för alla andra föroreningar inom det förorenade området. Genom att samla föroreningar till en mindre yta än idag, minskas den infiltrerbara ytan. Koncentrationen av massorna till en väl definierad kulle (åsrygg) skapar också en effektiv ytavrinning för regnvatten ovanpå den föreslagna deponin. Detta minskar också infiltrationen. Åtgärder utförs också för att förhindra att grundvatten kommer i kontakt med de förorenade jord- och fyllnadsmassorna. Kostnaden för att utföra en partiell inneslutning kombinerat med en selektiv schaktning och grundvattensänkande åtgärder bedöms uppgå till uppskattningsvis ca 7-9 Mkr.




2 UPPDRAG OCH SYFTE J&W Energi och Miljö, fick i april 2002 i uppdrag av Länsstyrelsen i Skåne län att genomföra en fördjupad miljöteknisk markundersökning vid f.d. Klippans Läderfabrik i Klippans kommun. Undersökningen skulle omfatta fastigheterna 3:123 och Bryggeriet 5 samt eventuellt delar av angränsande fastigheter, t ex fastigheten Klippan 3:145. Syftet med den fördjupade undersökningen var att:

• Beskriva föroreningssituationen i mark och grundvatten (utbredning i plan och djup) samt att försöka klarlägga källan för kromläckaget i spillvattenledningen strax norr om fabriken.

• Klarlägga spridningen av krom och arsenik i grunden under den nordöstra delen av fabriksområdet (delområde 2, 3 och 4 av undersökningsområdet, se figur 4.2).

• Bekräfta att den tidigare bedömningen att föroreningsgraden i grunden under den övriga delen av området (delområde 6 och 7, se figur 4.2) är måttlig och i huvudsak begränsad till fyllningsmaterialet i de översta marklagren och särskilt kring spillvattenledningarna.

• Klarlägga om tunga, klorerade kolväten från avfettningsanläggningen eller kemikalielager (lösningsmedel) har trängt ned på djupet i den naturliga, genomsläppliga sanden (delområde 6 och 7) eller om petroleumprodukter läckt ut i marklagren i anslutning till oljecisterner och oljeledningar (delområde 2 och 3).

• Ge ett underlag för en riskbedömning av både fabriksområdet och intilliggande området. Ge förslag på efterbehandlingsåtgärder samt kostnadsuppskattningar för dessa åtgärder.

• Slutligen syftar undersökningen till att klarlägga om spridningen gått utanför industrifastighetens gränser och i vilka jordlager som spridningen skett och kommer att fortgå om inte skyddsåtgärder vidtas.

Mot slutet av undersökningen gjordes även en översiktlig undersökning av föroreningar på betonggolv och väggar i utvalda delar av f.d. Läderfabrikens byggnader. Syftet var att få en grov uppfattning om föroreningssituationen.

3 OMFATTNING Arkivstudier, intervjuer och fältundersökningar vid f.d. Klippans Läderfabrik genomfördes under perioden april – augusti 2002. Utvärdering av erhållna resultat, riskbedömningar av påträffade föroreningar samt förslag på åtgärder har genomförts under hösten 2002. Undersökningarna har omfattat följande:

• Intervjuer med tidigare anställda vid fabriken och arkivsökning efter dokument

(t ex VA-ritningar), gamla flygbilder och fotografier på fabriken. Detta gjordes för att kunna lokalisera förorenade områden inom undersökningsområdet, öka kunskaperna om spillvattennätets sträckning inom området och få bättre kunskaper om vilka åtgärder som utfördes vid ombyggnaden på 1970-talet.

• Provtagning av jord i 31 punkter ned till mellan 6-8 meter.




• Karaktärisering av påträffad naturlig jord och fyllning i provpunkterna. Upp-skattning av organiskt innehåll (läderrester m.m.) och kartläggning av synliga tecken på förorenade jord- och fyllnadsmassor. Uppskattning av hydraulisk konduktivitet i vattenförande jordlager genom att studera kornstorleks-fördelningen i vattenförande jordlager.

• Fältmätning med XRF- och PID-utrustningar på samtliga jordprover. • Laboratorieanalyser (totalt 110 st) på utvalda jordprover, fördelade på 35 metall-

analyser, 35 torrsubstansanalyser, 13 analyser av glödgningsrest, 7 analyser av volatila ämnen, 3 ”Petrolpack”-analyser och 17 analyser av kolväten.

• Installation av 15 stycken grundvattenrör. • Avvägning och bestämning av grundvattennivå i samtliga grundvattenrör inom

undersökningsområdet (15 nya och 4 gamla). Bestämning av grundvattnets flödesriktning inom undersökningsområdet. Uppskattning av grundvattenflöde genom undersökningsområdet med hjälp av en enkel vattenbalansberäkning.

• Grundvattenprovtagning och fältanalys av pH och elektrisk ledningsförmåga. • Laboratorieanalys av grundvatten från samtliga grundvattenrör (19 st), fördelade

på 12 analyser med avseende på bensen, klorerade ämnen m.m., 21 metall-analyser, 12 analyser på sexvärt krom, 8 analyser på kadmium, 3 analyser på cyanid och en analys på olja.

• Enklare provpumpning av 12 grundvattenrör, jämnt fördelade över hela under-sökningsområdet. Utvärdering av provpumpningen och uppskattning av hydra-ulisk konduktivitet i vattenförande jordlager inom undersökningsområdet.

• Kartläggning av spillvattenledningars läge och kondition, ev. flödesvägar och hur mycket de läcker till mark och/eller till externa ledningssystem.

• Inspektion av spillvattenbrunnar, totalt 16 brunnar, för att bestämma ledningarnas läge och kondition samt för att bestämma flödesvägar för spillvattnet och risken för läckage av förorenat spillvatten till mark eller externa ledningssystem.

• Provtagning av sediment i spillvattenbrunnar, totalt 22 prover från 9 brunnar. Laboratorieanalyser med avseende på metaller.

• Provtagning av spillvatten i ledningsnätet, totalt 16 vattenprover. Laboratorieanalyser med avseende på metaller.

• Provtagning i utlopp till sedimenteringsdamm. Laboratorieanalys med avseende på olja.

• Översiktlig scanning av metallinnehållet i byggnadens ytskikt genom XRF-mätningar på golv och väggar i de delar av byggnaden där föroreningsrisken bedömdes som störst.

• Sammanställning och redovisning av resultatet av genomförda undersökning. • Utvärdering och riskbedömning av påträffade föroreningar • Beskrivning av behandlingsalternativ för påträffade föroreningar • Redovisning av åtgärdsförslag för påträffade föroreningar samt kostnads-

uppskattning för föreslagna åtgärder.




Figur 4.1. Översiktskarta. Klippan. (Lantmäteriverket).

4 OMRÅDESBESKRIVNING

4.1 UNDERSÖKNINGSOMRÅDET Före detta Klippans Läderfabrik ligger i Klippans kommun i den norra delen av Klippans samhälle, se figur 4.1. Fabriksområdet ligger vid sluttningen ner mot Bäljane å, se bilaga 1. Undersökningsområdet har för att underlätta redovisningen indelats i 8 delområden, fabriksområdet (delområde 2, 3, 6, 7 och 8), en ravin öster om fabriksområdet (delområde 1) och ett område (delområde 4 och 5) som sträcker sig ca 60-70 m norr om fabriksområdet, se figur 4.2. Undersökningområdets södra, sydvästra och västra delar (delområde 6, 7 och 8) domineras av byggnader medan de östra (delområde 1, 2 och 3) utgörs av gårdsplaner och några skjul. De norra delarna av undersökningsområdet (delområde 4 och 5) utgörs av gräsmark. Delområde 2, 3 och 4 har förr i tiden fungerat som en intern deponi för restprodukter och avfall från Läderfabriken.

4.2 MARKENS NUVARANDE OCH FRAMTIDA ANVÄNDNING Centralt inom fabriksområdet finns en stor byggnad, bestående av 4 våningar. Omkring-liggande byggnader utgörs av industrilokaler, i huvudsak i två plan (en våning och källare), se figur 4.3-4.5. Läderfabrikens f.d. kontor ligger i den sydöstra delen av fabriksområdet (delområde 8). Dessa kontorslokaler används än idag (KNM Trafik-system AB). I de södra delarna av fabriksområdet har i dagsläget en däckfirma sin verksamhet. Lokalerna i denna del utnyttjas till förvaring av en mängd olika föremål, bl.a. bildäck, se figur 4.6.

Klippans Läderfabrik

0 500

[m]




1398

1397

35

34

33

30

7317

7306

7366

7364

7355

7351

7359

7361

7352

7363

7365

7374

7375

7319

7320

7380 7392

4212

7293

7294

7295

7296

7342

7343

7684

7685

7345

7346

7347

7348

7349

7360

7362

7370

7371

7372

7373

7702

7700

11

16

15

3:188

14

3:191

13

15

3:190

3:189

8

3:123

5

4612

4590

4625

28

29

30

31.1

28.3

25.1

35.2

34.1

33.4

32.6

32.2

32.6

30.6

31.1

29.1

34.1

73620 73640 73660 73680 73700 73720 73740 73760 73780 73800

23340

23360

23380

23400

23420

23440

23460

23480

23500

23520

23540

23560

23580

23600

0 10 20 30 40 50 m

8

7

6

5 4

3

2

1

J&W Energi och MiljöMark och VattenLaholmsvägen 10302 48 Halmstad

Länsstyrelsen i SkåneKlippans LäderfabrikMiljöteknisk markundersökningUppdragsnummer: 10019392

Skapad av:LDNDatum: 2002-10-04

Figur 4.2. Undersökningsområdet med indelning i delområden (1-8).




Figur 4.3. Vy över östra delen av fabriksområdet (delområde 2). Fotot är taget från huvudbyggnaden. I dalsänkan i bakgrunden skymtar Bäljane å.

Figur 4.4. Vy mot söder. Fotografiet är taget från nordöstra delen av fabriksområdet.

Huvuddelen av fabrikslokalerna står idag tomma. Trots många försök att spärra av fabriksområdet och förhindra intrång av obehöriga är det sannolikt att obehöriga, däribland barn tar sig in på fabriksområdet och i byggnaderna. Delar av fabriks-lokalerna har börjat förfalla. Avfall som metallskrot, byggavfall, läckande oljefat (vid innergården norr om delområde 7), m.m. påträffades inom fabriksområdet.




Figur 4.5. Vy mot nedre gårdsplanen. Fotografiet är taget från nordöstra delen av fabriksområdet.

Figur 4.6. Södra innergården. (inbyggd).

Det markområde där Läderfabriken är beläget är för närvarande planlagt som industrimark. Kommunen kan komma att ändra markanvändningen till parkmark / naturområde precis som den markanvändning som gäller i området mellan fabriken och Bäljane å (fastigheten Klippan 3:145). För att åstadkomma detta kommer sannolikt huvuddelen av fabriksbyggnaderna att behöva rivas. Kontoret inom delområde 8 kommer dock troligen att kvar. Inga föroreningar misstänks under kontorsbyggnaden.




Figur 4.8. Vy över sluttningen ner mot Bäljane å. Fotografiet är taget från den södra deponikullen mot nordväst, ca 100 m norr om fabriksområdet. Den norra deponikullen syns centralt till höger i figuren. En sedimentationsdamm skymtar centralt till vänster i figuren och Bäljane å till vänster strax bakom den norra deponikullen.

Figur 4.7. Vy över ravinen där ett fd mejeri hade sin verksamhet. Fotografiet är taget Djupadalsgatan mot norr. Mejeribyggnaden orsakar den stora skuggan i figuren. Läderfabriken syns bakom träden i figurens övre vänstra hörn. Huset i mitten är en lagerbyggnad för mejeriet.

4.3 OMGIVNINGSFÖRHÅLLANDEN Väster och söder om fabriksområdet finns villabebyggelse. I en ravin öster om fabriksområdet finns några byggnader där det under många år förekom mejeri-verksamhet, se figur 4.7. Norr om fabriksområdet finns ett gräsbevuxet område som sluttar ner mot Bäljane å, se figur 4.8. Den gräsbevuxna sluttningen består av två tydliga kullar. Dessa kullar skapades i samband med en sanering år 1996. I dessa kullar finns restprodukter från Läderfabriken, t ex spaltläder med stort krominnehåll (södra deponikullen) och kromhaltiga sediment från f.d sedimenteringsbassänger (den norra deponikullen), se bilaga 1. Den södra deponikullen är egentligen utformad som en ås. Föroreningarna i dessa deponikullar är täckta med en kvalificerad sluttäckning och ytvattendränering för att förhindra utlakning av föroreningar till omgivningarna (t ex Bäljane å).




Figur 4.9. Vy över området strax norr om fabriksområdet. Fotografiet är taget mot söder från den södra deponikullen.

Strax norr om fabriksområdet (delområde 4 och 5), mellan fabriken och den södra deponikullen (se figur 4.9) har också förekommit deponering av restprodukter och avfall från Läderfabriken. Inom detta område finns inga tätskikt.

4.4 RECIPIENT OCH VATTENINTRESSEN Bäljane å rinner fram i en erosionsdal med en huvudsaklig utsträckning i öst-väst. Bäljane å med omgivningar är ett område med högt naturintresse. Ådalen är geologiskt intressant på grund av svämsediment, erosionsformer m.m. Längs ån finns öppna partier med fuktängar och lövskogar. Klibbalstrandskog dominerar kantzonen längs hela ån. Fågellivet är rikt i anslutning till ån. Bäljane å är ett viktigt närbeläget område för Klippans friluftsliv. Ån har botaniska och fauniska värden samt är betydelsefull för landskapsbilden. En aktiv sportfiskeklubb värnar om ån och dess närmaste omgivning. Möjligheterna att på naturligt sätt kunna nå fiskeplatserna längs ån är något sport-fiskarna värderar högt. Hela Bäljane å har föreslagits bli naturvårdsområde i kommunens Naturvårdsinventering. Medelvattenföringen i Bäljane å vid provpunkt nr. 33 (ca 2 km nedströms Läder-fabriken) uppgick år 1995 till ca 3,2 m3/s, enligt ”Recipientkontroll för Rönne å”, 1995, Ekologgruppen Landskrona. Medelvattenföringen varierade mellan 1,3 m3/s och 4,5 m3/s. Medellågvattenföringen uppgick till ca 0,24 m3/s och medelhögvattenföringen till ca 21 m3/s. Vattenföringen i Bäljane å bedöms inte ha förändrats i någon större omfattning sedan år 1995. Undersökning av vattenmossa i provpunkt nr. 33 mellan år 1987 och 1995 påvisar förhöjda kromhalter under ett flertal av dessa år.




Figur 4.10. SGUs jordartskarta (Serie Ae nr 42) över Klippan. Aktuellt område är inringat

4.5 TOPOGRAFI OCH GEOLOGI Fabriksområdet ligger i den övre sluttningen ner mot Bäljane å, vilket gör att nivå-skillnaden mellan den södra och norra delen av fabriksområdet uppgår till ca 4-5 m. Nivåskillnaden mellan fabriksområdets norra del och Bäljane å uppgår till ca 20 m. Enligt SGUs jordartskarta över området, se figur 4.10, finns vid Klippan i huvudsak lera och sand. Vid Läderfabriken utgörs jordlagerföljden överst av ett sandlager som överlagrar ett relativt mäktigt lerlager. Under leran finns morän.

5 HISTORIK: KLIPPANS LÄDERFABRIK Fabriken där läderbearbetning bedrevs, Klippans Chromläderfabrik AB, startade sin verksamhet 1906. Verksamheten upphörde år 1988 och företaget gick i konkurs år 1991. En beskrivning av fabrikens industrihistoria finns sammanställd i tidigare under-sökningar, se KM Miljöteknik AB, ”Inventering och riskklassning, Orienterande fas”, daterad 1997-04-24 och KM Miljöteknik AB, ”Översiktlig miljöteknisk markunder-sökning”, daterad 1997-09-19. Nedan (under kapitel 5.1-5.5 och tabellerna 5.1 och 5.2) följer en sammanfattning av vad dessa två undersökningar kan berätta om områdets industrihistoria och vilka efterbehandlingsåtgärder som vidtagits inom området. Vissa årtal i texten stämmer inte helt överens med årtal i bilagor och vice versa. Beskriv-ningen ger dock en god bild av inom vilka tidsepoker som olika processer och skeenden ägde rum.




5.1 VERKSAMHET / PROCESSER Processer vid framställningen av läder har till stora delar varit de samma under hela verksamhetsperioden. Beskrivningen nedan avser endast att sammanfatta de uppgifter som insamlats specifikt för processerna vid Klippans Läderfabrik och inte i detalj beskriva garveriprocessen som metod. 1906-1920 Uppgifter om processer och byggnader mycket osäkert.

1920 - 1975 Läderfabrikens utseende i plan under perioden och sifferbeteckningar redovisas i bilaga 2:1. Råhudarna lastades in källaren (1). Hudarna saltades och förvarades svalt. Under världskrigen var det brist på hudar i Sverige och övriga Europa. Om hudar därför importerats (osäkra uppgifter) från varmare länder (t.ex. Afrika) kan dessa ha varit konserverade med arsenik. Sortering av hudar skedde öster om kalkhuset (2). I kalk-huset (2,3) togs underhudsfett, smuts m.m. bort från hudarna i s.k. kalkvalkar (skav-ning). Hudarna mjukgjordes i en natriumsulfidlösning. Fram 20- och 30-talet kunde lösningen även bestå av arseniksulfid. Hudarna behandlades genom pyrning och pickling (surgörning) innan de garvades med kromlösning i kromvalkar delvis ned-sänkta i golvet (8,9). Vissa hudar färgades i speciella valkar. Färgen blandades sannolikt på 1:a våningen ända fram på 50-talet, därefter på 2:a våningen. Kromhaltigt process-vatten hälldes direkt i golvbrunnar framför kromvalkar. Hudarna sorterades, klyvdes, våtpressades, spaltades och falsades i falsmaskinslokalen (11). Barkgarvning i valkar skedde i två rum (13, 14). Lokal 14 användes efter barkgarvning fram till 1975 för eftergarvning och färgning. Torkning av hudar skedde på flera ställen i fabriken, bl.a. på 2:a våningen i magasinsbyggnaden (17). 1975 - 1991 Läderfabrikens utseende under perioden och sifferbeteckningar redovisas i bilaga 2:3 och 2:4. Inlastning - lagring (1) Hudarna togs in till kylrum under vakuumtorken eller under magasinet där de saltades. Kalkhusprocessen (2). Hudarna togs sedan in i kalkhuset där smuts, blod och fett (underhudsfett, kött etc - kallat limläder) avlägsnades. En varm alkalisk vattenblandning tillsattes innehållande bl.a. salt, kalk och svavel. Huden svällde upp och blev mjuk. Processen kallas vekning. Sedan följde avhårning i starkt alkaliskt vatten (kalk). Efter detta ”tumlades” hudarna i 4 st stora trummor sk. valkar (skavningen eller vekningsprocessen). Garvningen (3). Före kromgarvningen surgjordes materialet - det picklades (myrsyra och svavelsyra). Lädret impregnerades sedan med en kromlösning. Säckar (25-50 kg) tömdes direkt i valkarna. Alla hudar var i detta processkede mörkblågröna. Kromgarv-ningen utfördes enligt uppgift med basiska krom (III) salter som bands till hudsub-stansen. Efter garvningen sorterades lädret i olika kvalitetsklasser och delades i två delar. Kromhaltigt processvatten mellanlagrades (4) och renades internt innan det släpptes ut i ledningsnätet. Kromsedimentet filtrerades bort och återanvändes i processen (5).




Våtpressning (7). Olika former av valspressar pressade ut vattnet ur hudarna. Spaltning, falsning (10). Här klyvdes de nu torra hudarna (7-8 mm tjocka) i tunnare. Produkterna blev spalt och narvläder. Spalten slängdes, deponerades eller såldes. Mellan åren 1973 - 88 såldes spalten vidare. Hudarna falsades. Vid falsningen slipades hudytan (jmfr. hyvlingsmaskin). Falsspånen samlades upp i källaren under maskinerna och deponerades sannolikt under tidigare år på egen deponi och senare på kommunens deponi. Färgeri (11). I färgeriet fanns ca 16 st valkar. Färgblandningen skedde på våning 2. Uppsamling av processvatten skedde i golvbrunnar framför valkar. Fuktkammaren (12). I fuktkammaren hölls hudarna fuktiga så att fortsatt bearbetning av hudarna kunde ske. Utsättning (15). Sträckning och vätskeutpressning av hudarna. Uppsamling av processvatten i brunnar. Vakuumtork (17). På stora rostfria bänkar vakuumtorkades hudarna. Inga kemikalier. Eftergarvning (19). Eftergarvning skedde i ett stort kar (ca 4x4x2 m) på samma plan (2:a) som vakuumtorken. Karet går dock ner till planet under. Tork. Vanliga torkrum fanns på flera ställen i byggnaden, t.ex. över vakuumtorkarna. Stollning. Vid stollning mjukgjordes lädret, plan 3. Finishing (11, 2:vån). Olika processer. Torrvalkning (mjukgörning). Processen innehåll både vatten- och icke vattenlösliga färger och ytbehandlingsämnen. Golvavlopp ner i övrigt avlopp. Lagring (fat) skedde bl.a. i anslutning till finishingen, i magasinet (24) och under falsningen (10). Stollning och toggling på 3:e våningen och utlastning och lager på 4:e.

5.2 BYGGNADER Industribyggnader med sifferhänvisningar redovisas i bilaga 2:1 till 2:4. Beskrivningen utgår från att en koppling finns mellan olika processers placering och var markförorening kan påträffas. Förorening i själva byggnadsmaterialet behandlas inte.

1906 - 1920 En omfattande utbyggnad av fabrikslokalerna skedde under denna period. En brand förstörde nästan hela huvudbyggnaden. Återuppbyggnaden följdes av expansion både i utbredning och höjd (fler våningar).




1920 - 1975 Under denna period verkar utbyggnaden ha avstannat och begränsats till ett fåtal påbyggnader och begränsade inre processmoderniseringar. Endast bristfällig dokumentation finns från denna period.

1975 - 1991 En omfattande ombyggnad skedde runt år 1975. Kalkhus, garvning och färgeri var de huvudsakliga processer som flyttades. Golvbrunnar, kulvertar och ledningar i golv/mark lades om fram till brunnar på bakgården (14) i samband med ombyggnaden. I princip byttes allt material ner till ca 2 m under golvytan ut och ersattes med fyllnadsmaterial. Nytt tätt golv lades på ”våta delen” (garvning m.m.). Från bakgården och norr ut behölls det gamla ledningsnätet med huvudledningen bestående av en s.k. Höganäsledning. Tillbyggnaden av magasinet (den nordligaste byggnaden) skedde i slutet av 70-talet. Magasinet innehöll bl.a. kemikalieförråd och en vattenbehandlingsanläggning för behandling av råvatten från Bäljane å. I källaren lagrades och saltades råhudar. Huvuddelen av förrådsbyggnad för bl.a. kemikalier och en oljetank (60 m3) byggdes sannolikt före 1975 (26, 28). Oxidationsbassäng (27) byggdes dock inte förrän på 80-talet. Utjämningsbassängen av betong byggdes i slutet av 80-talet (norr om fabriken, utanför bilaga 2:3).

5.3 DAG- OCH SPILLVATTENLEDNINGAR En inventering av fabrikens ledningsnät har tidigare utförts av KM Miljöteknik AB, ”Inventering och riskklassning, Orienterande fas”, daterad 1997-04-24. Ledningsnätet (brunnar och större ledningar) för processvatten med bokstavsbeteckningar redovisas i bilaga 2:5. Dagvatten från tak och hårdgjorda ytor (gårdar) dräneras ut via brunnar (övre och nedre gårdsplan) som är anslutna till huvudledningen, C på bilaga 2:5, som leder vattnet ner till den f.d. utjämningsbassängen. Dagvatten och processvatten blandades alltså från brunn på bakgården (punkt14, i bilaga 2:3) och norrut. Uppgifterna gällde för perioden 1973 - 1991.

5.4 PROCESSVATTEN Processledningar inom zon A (se bilaga 2:5) ledde starkt basiskt processvatten (sulfidlag) från kalkhusprocessen till behandling (oxidation och kalkdosering) i en betongcistern på gården. Detta processvatten innehöll den dominerande andelen organiska föroreningar från garveriet. Returvattnet fördes tillbaka till zon B och vidare till zon C, (se bilaga 2:5).




Processvatten från zon B har innehållit krom och färgrester. Ledningarna är från efter 1975. Efter 1975 behandlades kromhaltigt processvatten internt innan det släpptes ut på ledningsnätet. Kontinuiteten och effektiviteten på denna reningsprocess har inte kunnat verifieras i intervjuer. Enligt ett flödesschema från en koncessionsansökan (1981) skulle utgående vatten om 5 m3/d innehålla max 10 mg/l. Restlag från kromgarvningen mellanlagrades även i golvtankar (se bilaga 2:3). Zon C representerar den betydligt äldre Höganäsledningen som fick vara kvar efter ombyggnaden. Det är denna ledning som fortfarande leder kromhaltigt vatten ner till dennya sedimentationsdammen vid Bäljane å.

Från år 1906 till 1932 gick processvatten obehandlat direkt till recipient. Från 1932 till 1965 fick processvattnet först passera de gamla sedimentationsdammar nere vid Bäljane å innan vattnet släpptes ut i recipienten. Från 1965 till 1991 gick processvattnet via en utjämningsbassäng innan vattnet gick till det kommunala reningsverket. Från och med år 1975 fanns en intern behandling av kromlag på Läderfabriken.

Tabell 5.1. Hanterade kemikalier (både kända och misstänkta föroreningar redovisas).

Hanterade kemikalier

Period Kända Lagringsplats Processplats Misstänkta Processplats

1906 - 1975

(bilaga 2:1)

kromsalter (III)

Lagerbyggnad 17

Kromgarvning, 8,9

krom (VI)

” ammoniak, salt, svavel-natrium, kalk, arsenik

Utrymme 5 Kalkhus, 2,3

” Färger (tungmetaller)

Lagerbyggnad 17

2:a vån, 10 lösnings-medel

2:a vån, 10

” Oljeprodukter 22 15

1975 - 1991

(bilaga 2:3)

kromsalter (III) Magasinet, 24 Kromgarvning, 3, intern rening, 4, 5

” ammoniak, salt, svavel-natrium, kalk

Magasin, 24 Bl.a. kalkhus, 2,3, bassänger 9

” lösningsmedel källare, 10 färgeri, 11

” Färger (tungmetaller)

ev. källare, 10 färgeri, 11

Sifferbeteckningar hänförs till bilaga 2:1 (1920-1975) och bilaga 2:3 (1975-1991).




Tabell 5.2. Restprodukter.

Process Restprodukt Mellanlagring Deponering Annat

1906 - 1975

(bilaga 2:1)

Kromgarvning Kromslam, kromlag

nej

till recipient 1906-1932, sed.dam 1932-1965

” Spaltning Falsning

Spaltläder, Falsspån,

Egen deponi

Sed.dammar

1975 - 1991

(bilaga 2:3)

Kromgarvning Kromslam, kromlag

Golvtankar, 4 Sed.dammar

” Spaltning Falsning

Spaltläder Falsspån kromslam kromlag

Kommunal deponi

Vidareförsäljn.

Sifferbeteckningar hänförs till bilaga 2:1 (1906-1975) och bilaga 2:3 (1975-1991).

För att i viss mån behandla det förorenade processvattnet från Läderfabriken anlades på det låglänta området nedanför industribyggnaden, i början av 1930-talet, fyra renings-dammar som användes mellan åren 1932 - 1965. I dammarna renades, genom sedimen-tering, garveriavloppsvatten (processvatten) som innehöll stora mängder kromsalter. I mitten på 1960-talet byggdes ett ledningssystem som via en betongbassäng förde ner avloppsvatten och processvatten till kommunens reningsverk. De fyra äldre renings- eller sedimentationsdammarna, som inte längre användes, torkade med tiden igen och blev liggande utan åtgärd. År 1989 misstänktes kromläckage till Bäljane å och läderindustrin fick ett föreläggande av länsstyrelsen om att utreda orsaken till läckaget. Den öppet exponerade stora spalt-läderdeponin som anlagts norr om industribyggnaden ner mot området vid renings-dammarna antogs inledningsvis vara den huvudsakliga orsaken. Senare upptäcktes att de gamla sedimentationsdammarna sannolikt var huvudorsaken till kromläckaget. Spaltläderdeponin utgjorde dock en stor miljörisk i området. Provtagning i anslutning till deponin visade emellertid att kromet sannolikt var hårt bundet till läderresterna.

5.5 EFTERBEHANDLING / PARTIELL INNESLUTNING (1996) En rad markundersökningar av sedimentationsdammarna nere vid Bäljane å genomfördes mellan år 1989 och 1996. Under 1996 genomfördes en omfattande sanering (partiell inneslutning) av deponin och sedimentationsdammarna (KM Miljöteknik AB, 1997-01-31).

Det totala krominnehållet i sedimenten uppskattades till mellan 115 och 230 ton. Dessa sedimentmassor (ca 18 000 ton) schaktades upp och lades i en kulle (den norra




Bentonitmatta (5kg bent./m2)

Geotextil (klass 4)

Dräneringssand (>0,2m)

HDPE-duk (1 mm)

Morän (>0,7m)

Förorenat material

Skyddsskikt

Dränskikt

Tätskikt

Täckskikt

(topptätning)

deponikullen, se bilaga 1). Den norra deponikullen och den södra ”åskullen”, inne-hållande spaltläder med ca 70 ton krom, täcktes med en kvalificerad sluttäckning bestående av tätskikt och överliggande skyddsskikt, se figur 5.1. I ett inledande skede inför efterbehandlingsprojektet år 1996 fördes ett resonemang kring olika saneringsalternativ. En kemisk behandling (koncentration, stabilisering) och/eller tvättning bedömdes som en mycket komplicerad och dyr process och efter-behandlingsresultaten var långtifrån säkra. Metoderna var dessutom inte helt etablerade i Sverige. Att frakta massorna till annan plats skulle ha inneburit en riskabel och dyr transport och en mycket omfattande och dyr deponering med botten- och topptätning. En koncentration av massor till en liten yta och täckning på plats bedömdes vara en optimal lösning både ur miljömässig och ekonomisk synvinkel.

Figur 5.1. Principskiss av topptätningen och skyddsskiktet på ”deponikullarna” norr om undersökningsområdet.

Målsättningen med deponeringen (efterbehandlingen) år 1996 beträffande krom var att skapa en miljö med liten vattengenomströmning och begränsad tillgång på syre. Detta skapades genom den täckning som utfördes (se figur 5.1). Härvid var avsikten att krom skulle föreligga i reducerad form som Cr(III). Den låga lösligheten för krom i reducerad form vid neutralt till högt pH i kombination med en relativt stark sorption på partikel-ytor bedömdes göra att mobiliteten för krom blir låg. Det organiska materialet i deponierna bedömdes också kunna bidra till att reducerande förhållanden bibehålls vilket i sin tur fördröjer oxidation till Cr(VI) samtidigt som eventuell ökad sorption av Cr(III) sker på det organiska materialet.

Genom att koncentrera förorenade massor minskades den infiltrerbara ytan. Koncen-trationen av massorna till en väl definierad kulle skapade också effektiv ytavrinning på deponin. Detta minskade infiltrationen till deponin.

Den totala deponiytan (inklusive spaltläderdeponin) är ca 9600 m2. Täckningen av de förorenade massorna gjordes med ett täckskikt bestående underst av ett tätskikt som överlagras av ett skyddsskikt (se figur 5.1). Tätskiktet består av en bentonitmatta och ett geomembran av HDPE. Tätskiktets hydrauliska konduktivitet uppskattades till ca 10-14 m/s.




Om en skada skulle uppstå i geomembranet kommer bentonitleran att verka tätande. Geomembranet tillser att bentonitleran hålls fuktig då all markfukt stannar vid dess underkant. En förutsättning för den låga genomsläppligheten är också den dränerande sanden som minskar tryckgradienten över tätskiktet.

Uppskattningsvis bedömdes att ett genomflöde av i storleksordningen 0,0001 mm per år genom täckskiktet skulle erhållas.

Ytavrinningen från deponierna tas om hand i uppsamlande diken vilka leder vattnet till i huvudsak den stora västra uppehållsdammen. I dammen finns möjlighet till sedimenta-tion av partikelbunden förorening innan vattnet via ett överfall når recipienten, Bäljane å, se bilaga 1.

5.6 TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR VID KLIPPANS LÄDERFABRIK Inom fabriksområdet har det tidigare genomförts två undersökningar. Den första gjordes av kommunens miljökontor oktober 1996 och omfattade en enklare provtagning av sediment i avloppsledningssystemen i fabrikslokalerna. Den andra undersökningen genomfördes och redovisades av KM Miljöteknik AB i två etapper. Den första etappen, en orienterande fas (fas 1), omfattade en inventering och riskklassning som redovisades 1997-04-24 (KM Miljöteknik AB, ”Inventering och riskklassning, Orienterande fas (fas 1)”). Den andra etappen (fas 2), omfattade en översiktlig miljöteknisk markundersökning som redovisades 1997-09-19 (KM Miljöteknik AB, ”Översiktlig miljöteknisk markundersökning”). Resultaten från dessa tidigare undersökningar har utnyttjats vid utvärderingen i denna rapport. Nedan följer en beskrivning av de föroreningshypoteser som upprättades efter varje fas av KMs två tidigare undersökningar. Föroreningshypotes efter fas 1 Kromgarvning har under hela verksamhetsperioden varit koncentrerad till sydvästra delen av byggnaden.

Kromföreningar och övriga tungmetaller är sannolikt koncentrerad till ledningar, golvrännor, brunnar, restlagscisterner etc. Marken bedöms eventuellt lokalt vara förorenat under rum där kromgarvning tidigare skett före ombyggnaden 1975. Om-byggnaden innebar sannolikt att eventuellt förorenad jord schaktades ut och ersattes med rena massor. Läckande markledningar kan dock fortsättningsvis ha varit en källa till föroreningsspridning.

Arsenik användes under en period i början av seklet i kalkhusprocessen (arseniksulfid). Detta processvatten kan ha letts till annat dräneringssystem än det för kromhaltigt processvatten. Om importerade hudar köpts och dessa konserverats med arsenik gav detta spalt- och falsläder med högt arsenikinnehåll. Mycket osäkra uppgifter om omfattning på import.

Kemikalielager på källarplan eller i yttre lagerutrymmen kan eventuellt ha förorsakat lokal markförorening.




Lösningsmedel har generellt lagrats i källarplan. Dokumenterat spill, läckage eller allmän oaktsamhet har inte kunnat påvisas. Troligtvis har eventuella spill av flyktiga lösningsmedel gasat av.

I anslutning till och under pannrum och oljetankar är risken stor att först och främst petroleumprodukter påträffas.

Generellt bedöms all markförorening vara lokal. Undantaget är emellertid deponi-området som kan vara betydande i utbredning och djup. Med deponiområdet menas det område där avfalls- och restprodukter deponerats under många år (delområde 2, 3 och 4, se figur 4.2). Föroreningshypotes efter fas 2 Någon allmän, kraftigare förorening av fabriksområdet har inte påvisats. Det kan dock inte uteslutas att förorening av tunga kolväten förekommer på större djup i marken. För detta krävs fler och djupa grundvattenrör. Området vid den interna avfallstippen är lokalt förorenat av krom, bly och arsenik. Alla metaller uppträder dock inte i höga halter samtidigt utan området verkar kunna avdelas i mindre delområden med olika föroreningar. Huvudledningen, Höganäsledningen är kraftigt förorenad av metallsalter, främst krom, men det är inte visat om föroreningar har spridits vidare till marken under. Tydliga indikationer finns emellertid på att grundvattnet är kraftigt påverkat av krom i den norra delen av fabriksområdet. Denna påverkan bör preciseras och en bedömning göras över dess konsekvenser för grundvattnet och ytvattnet.

6 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR – GENOMFÖRANDE OCH METODIK I det följande beskrivs de av J&W Energi och Miljö utförda undersökningarna under april-augusti 2002 samt den metodik, som använts vid undersökningarna.

6.1 INTERVJUER OCH ARKIVSTUDIER Vid undersökningen genomfördes ett antal intervjuer med personer som har jobbat på Läderfabriken eller haft någon annan anknytning till denna industri. Följande personer intervjuades av J&W:

• Göte Lans, arbetare på Läderfabriken (ca 1950-1980) • Stina Stenmark, granne med Läderfabriken under många år. (ca 1920-1943) • Bengt Bosson, f.d. lab. chef på Läderfabriken (1976-1979) • Tore Pettersson, arbetade många år på VA-avdelningen, Klippans kommun.

(började på VA-avdelningen år 1964). • Evert Andersson, arbetsledare, garveriavdelning på Läderfabriken (ca 1963-

1988).




Vid de arkivstudier som genomfördes studerades det bildarkiv som fanns på Klippans bibliotek. Det fanns ca 100 bilder som visade hur Klippans Läderfabrik såg ut i början av seklet.

6.2 PROVTAGNING AV JORD Inom undersökningsområdet genomfördes provtagning dels genom provgropsgrävning med grävmaskin och dels genom skruvborrning med borrbandvagn. Provtagning av jord utfördes i 31 punkter, varav 3 punkter inom delområde 1, 5 punkter inom delområde 2, 6 punkter inom delområde 3, 3 punkter inom delområde 4, 5 punkter inom delområde 5, 4 punkter inom delområde 6 och 5 punkter inom delområde 7, se bilaga 3:1. Jordprover togs från ett flertal nivåer under markytan i varje borrhål/provgrop, se bilaga 4:1. I flera provpunkter togs först prover med grävmaskin men vid större djup (djupare än ca 3,5 m) användes borrbandvagnen vid provtagningen. Markytan vid varje provpunkt avvägdes i förhållande till en fixpunkt (nr. 28218 +13,312 möh) vid Klippans avloppsreningsverk.

6.2.1 METODIK: GRÄVNING / SKRUVBORRNING I 9 av provtagningspunkterna (pkt 11b-19) utfördes provgropsgrävning med gräv-maskin ner till ca 3,5 m.u.m.y. Grävningen gjordes ner genom påträffade fyllnads-massor. Grävningen medförde att en god bedömning av jordlagerföljder och förekomsten av föroreningar i fyllningen kunde utföras. I de öppna provgroparna installerades vertikala markavloppsrör (φ110 mm) före återfyllning av provgropen. Fortsatt provtagning med skruvborr i jordmaterial under fyllningen och i djupare liggande fyllning utfördes ner till ca 5-9 m.u.m.y. Installation av eventuella grundvattenrör utfördes genom dessa markavloppsrör. I övriga punkter (pkt 20-39) genomfördes provtagning med skruvborrning från mark-ytan ner till som djupast 8 meter (i snitt ca 5 meters djup). Rengörning av provtagningsutrustning (grävmaskinskopa, skruvborr, spadar, mm) utfördes vid behov för att eliminera korskontaminering. Skruvborrningen utfördes med en borrbandvagn modell Geotech 402B. Risk för kontaminering av eventuella slutna grundvattenakvifärer bektades under hela borrningsarbetet. Borrhålet tätades med bentonit för att undvika att ytligt grundvatten och ytvatten rann ner längs grundvattenrören. I två punkter (pkt 30 och 33) utfördes en sondering för att kontrollera lermäktighet. Denna utfördes med en Geotech 402B. Skruvborrning i dessa provtagningspunkter utfördes för att kunna bedöma risken för kontaminering av eventuellt slutna akvifärer under leran.

6.2.2 METODIK: JORDPROVTAGNING Provtagning av jord utfördes direkt från skruven alternativt från schaktvägg (vid grävning) och förpackades i diffusionstäta påsar, glasburkar eller andra kärl, som rekommenderades av analyslaboratoriet. Vid jordprovtagningen iakttogs en hög renlighetsnivå, i enlighet med SGFs rapport 1:2001. Risken för kontaminering av rena




jordmassor med skruvborr och grävskopan beaktades. Rengöring av skruvborr och grävskopa utfördes i nödvändig omfattning. I samband med provtagning (grävning och skruvborrning) utfördes fältdokumentation av jordlagerföljder. Lukt- och synintryck noteras. Samtliga jordprover placerades i diffusionstäta plastpåsar. Vid misstanke om oljeförorening placerades jorden direkt i en glasburk och dessa utvalda prover skickades i slutet på varje fältdag till laboratorium (se kap. 6.7). Varje dag efter fältarbetet upprättades ett fältprotokoll där även uppmätta PID-resultat redovisades, se bilaga 4:1.

6.3 PROVTAGNING AV GRUNDVATTEN I 15 av de 31 provpunkterna installerades grundvattenrör, se bilaga 3:2. Analyser av grundvatten redovisas i bilaga 4:1. Provtagning av grundvatten utfördes också i fyra grundvattenrör från KMs tidigare undersökningar (GV01-04). Grundvattenrörens överkant och markytan vid rören avvägdes. I samband med installationen av grundvattenrören gjordes även en uppskattning av uttagbar vattenmängd. Denna uppskattning användes för att bedöma jordens hydrauliska konduktivitet (genomsläpplighet) för att översiktligt beräkna spridningsförutsättning-arna för påträffade föroreningar inom undersökningsområdet.

6.3.1 METODIK: INSTALLATION AV GRUNDVATTENRÖR Grundvattenrör installerades ned till ca 0,5 m i lerlagret. Grundvattenrören utfördes med slitsar mellan lerlagret och ca 0,5 m ovanför grundvattenytan. Grundvattenrören är till-verkade av ofärgad, termiskt härdad PEH-plast. Rörens dimension varierar mellan φ50 mm och φ63 mm. Grundvattenrören är försedda med tät botten. För att förhindra yt-vattentillrinning tätades grundvattenrören med bentonit i ytan. Efter installation av grundvattenrören renspumpades rören tills ett till synes partikelfritt vatten erhölls. Detta kunde utföras i samtliga grundvattenrör. Tillflödet av grundvatten var relativt begränsat. Grundvattenytans nivå i varje grundvattenrör mättes efter det att vattenytan återhämtat sig.

6.3.2 METODIK: GRUNDVATTENPROVTAGNING Provtagning av grundvatten utfördes i enlighet med J&W:s kvalitetsinstruktioner, SGF:s Fälthandbok för Miljötekniska markundersökningar (1:2001) samt instruktioner från anlitade analyslaboratorier. Före provtagning av grundvatten omsattes vattnet i rören genom fullständig tömning, eller om detta ej var möjligt, med minst 2 rörvolymer. Vid renspumpning av grundvattenrören bedömdes inte grundvattnet i något fall vara så starkt förorenat att det behövde pumpas till speciella kärl. Provtagning av grundvatten utfördes med hämtare.




Grundvattenprov som skulle skickas till laboratorium för metallanalys filtrerades direkt efter provtagning genom ett microfilter (0,45 µm) . Grundvattennivån uppmättes i varje rör. Om olja misstänktes i grundvattnet fanns en gränsytesond i beredskap för att kontrollera eventuell förekomst av olja på grundvatten-ytan. Oljeförorenat grundvatten påträffades inte i sådan omfattning att en gränsytesond skulle kunnat användas för att utvärdera förekomsten av oljeföroreningar. På grundvattnet utfördes även mätning, direkt efter provtagning, med avseende på pH och konduktivitet.

6.4 ENKEL PROVPUMPNING

6.4.1 METODIK: ENKEL PROVPUMPNING Provpumpningens primära syfte var att bedöma spridningsförutsättningarna i grund-vattnet för de föroreningar som finns i marken inom fabriksområdet. Provpumpningarna gjordes i 9 grundvattenrör (GV15, 24, 25, 26, 27, 28, 29, 30 och 31), jämnt fördelade över undersökningsområdet. Före pumpningen noterades grundvattenytans läge i grundvattenrören. Pumpningen gjordes med en elektrisk pump. Utgående slang (från pumpen) klämdes åt för att styra flödet från pumpen. Pumpflödet (ut) anpassades till inflödet av grundvatten till grundvattenröret. När det bedömdes att ett någorlunda konstant flöde kunde tas ut ur grundvattenröret utan att grundvattennivån förändrades bestämdes pumpflödet. Samtidigt noterades grundvattenytans nivå i grundvattenröret. Med vetskap om avsänkningen, sw, och pumpflödet, Q gjordes en uppskattning av den hydrauliska konduktiviteten i vattenförande jordlager vid varje grundvattenrör, enligt nedanstående samband; Där K är den hydrauliska konduktiviteten för vattenförande jordlager och b är det vattenförande jordlagrets mäktighet. Ro är influensradien (den teoretiska radie i grundvattenmagasinet som påverkas av provpumpningen) och rw är ”brunnsradien”, dvs radien på varje grundvattenrör. Mäktigheten, b, sätts till uppskattat värde på det vattenförande jordlagret (hämtas från fältprotokoll). Under den relativt korta tiden provpumpningarna utfördes hinner ingen stor influensradie (påvisbar i intilliggande grundvattenrör) utbildas. Om Ro sätts till 10 meter innebär det att uttrycket inom parentesen blir 5,8. Om Ro sätts till 100 meter innebär det att uttrycket inom parentesen blir 8,1. Skillnaden mellan dessa värden är en faktor 1,4. Osäkerheten i den hydrauliska konduktiviteten på grund av heterogena vattenförande jordlager utgör en betydligt större osäkerhetsfaktor än 1,4. I dessa fall kan osäkerheten oftast uppgå till en hel (eller flera) tiopotenser. Detta gör att valet av Ro – värde får en relativt liten inverkan på uppskattningen av K, den hydrauliska konduktiviteten. Ro = 100 vid uppskattningen av K. Vid renspumpning av grundvattenrören bedömdes inte grundvattnet i något fall vara så starkt förorenat att det behövde pumpas till speciella kärl.

sw = Q 2π K b

ln ( )rw

Ro




6.5 INVENTERING / PROVTAGNING I LEDNINGSNÄT Under en fältdag den 16 maj, 2002 gjordes en noggrann studie av spillvattennätet. Detta utfördes under en regnig dag vilket gjorde att flödesvägar i spillvattennätet kunde studeras. Flödet i ledningsnätet jämfördes med vattenflödet några dagar tidigare, vid uppehållsväder, då en översiktlig inspektion av ledningsnätet utfördes. Det kunde relativt enkelt konstateras vilka spillvattenledningar som fungerade som dagvatten-ledningar vid nederbörd. Vattenprover från ett flertal punkter (16 st) togs på det vatten som strömmade i ledningsnätet, se bilaga 3:4. Genomförda analyser på dag- och spill-vatten redovisas i bilaga 4:1. Ytterligare två provtagningar av dag- och spillvatten genomfördes i början av juli, (2002-07-01/02). En av dessa provtagningar gjordes vid uppehållsväder och den andra vid nederbörd. Under fältdagen i maj togs också sedimentprover från ett flertal punkter i ledningsnätet, se bilaga 3:3.

6.5.1 METODIK: UNDERSÖKNING LEDNINGSNÄT Ledningsnätet under byggnaden undersöktes genom att studera ledningar från de nedstigningsbrunnar som finns inom området. I många fall användes en stege för att klättra ner i brunnarna. Undersökningen utfördes av två personer. En person i brunnen och en som noterade de syn- och luktintryck som förmedlades av personen nere i brunnen. Ledningarnas kondition, förekomsten av sediment i ledningsnätet samt eventuellt vattenflöde noterades. Ledningsnätet studerades både vid uppehållsväder och vid nederbörd vilket gjorde det möjligt att se vilka delar av ledningsnätet som fungerade som uppsamlingssystem för dagvatten. Anledningen till att undersökningen utfördes av två personer var också för att garantera den personliga säkerheten.

6.5.2 METODIK: PROVTAGNING (SEDIMENT / DAG- OCH SPILLVATTEN) I samband med undersökningen av ledningsnätet utfördes också provtagning av sediment och spillvatten (det vatten som strömmade i ledningsnätet). Provtagningen gjordes på sediment från de nedstigningsbrunnar som undersöktes. Sedimentprover togs på de sediment som okulärt bedömdes vara mest representativa för sedimenten i varje provtagningspunkt. Vid sedimentprovtagningen togs också prov på spillvattnet i ledningsnätet. Prov-tagningen utfördes så att ett klart och till synes partikelfritt spillvatten erhölls. Spill-vattenproverna filtrerades inte i fält. Analyser av spillvattnet utfördes på ofiltrerade prov.




6.6 FÄLTANALYSER

6.6.1 XRF- OCH PID-MÄTNINGAR XRF- och PID-mätningar utfördes på samtliga jordprover senast dagen efter provtag-ning. De prover som vid XRF- och PID-mätningen uppvisade tecken på förorening studerades extra noga och vissa av dessa prover valdes ut och skickades till labora-torium för analys. Övriga jordprover (de prov som inte uppvisade några synliga tecken på förorening) slogs samman till samlingsprov. I varje provtagningspunkt kunde således flera samlingsprov göras, t ex ett eller flera samlingsprov i fyllningsmassor, ett sam-lingsprov i sanden under fyllningsmassorna men ovanför grundvattenytan och ett sam-lingsprov i sanden under grundvattenytan. Några av dessa samlingsprov skickades till laboratorium för analys.

6.6.1.1 METODIK: PID-MÄTNINGAR Ett PID-instrument (fotojonisationsdetektor) kan liknas vid en elektronisk "näsa" för bl a lättflyktiga kolväten. En UV-lampa genererar fotoner, vilka joniserar specifika molekyler i den gasmängd som sugs in i instrumentet. De gasmolekyler som normalt finns i luft - kväve, syre, koldioxid, argon mm - har relativ hög joniseringsenergi och joniseras därför ej av UV-lampan. Många av de gasmolekyler som normalt betraktas som förorening, inklusive de flesta kolväten, joniseras däremot i PID-instrumentet. De laddade molekylerna kan sedan i ett magnetfält generera en elektrisk signal, vilken omvandlas till en koncentration i ppm. Vid PID-mätning placeras jordprover i en ren polyetenpåse, homogeniseras och skakas varefter man mäter halten av de lättflyktiga kolväteföreningar som finns i luften i den stängda påsen. PID-mätningar utfördes som”head-space-mätningar”, d v s i luften ovan jord i slutna diffusionstäta provtagningspåsar. Mätningar utförs först efter det att påsarna fått stå i uppvärmt utrymme eller motsvarande under 10 minuter.

6.6.1.2 METODIK: XRF-MÄTNINGAR Ett XRF-instrument av fabrikatet Niton (modell: Niton 702S) användes för att få en uppfattning om metallinnehållet i jordprov. Många XRF-instrument behöver kalibreras för olika typer av jordar, egentligen för olika kornstorlekar i ett jordprov. Nitons XRF kan kompensera för skillnaden i kornstorlek vilket gör att traditionell kalibrering inte behöver utföras. När instrumentet startas utförs i stället en självkalibreringsprocess. För att kontrollera att denna process har fungerat utförs alltid en kontroll av instrumentet genom att mäta på jordprover med känt föroreningsinnehåll (tillhandahålls av tillverkaren). XRF-mätning utfördes direkt på plastpåsar innehållande jord (genom plasten), vilket gör att det är möjligt att mäta direkt på jordprover utan annan förbehandling än homogeni-sering. Varje XRF-mätning pågick i mellan 60-90 sekunder. När mätvärden från XRF-mätningar förs över från Nitons XRF-utrustning (Niton 702S) till en dator kan man välja att bearbeta utförda mätningar på två sätt. Å ena sidan kan man välja att redovisa enbart de mätvärden som Niton-instrumentet anser som statistiskt säkerställda. Å andra sidan kan man välja att redovisa samtliga mätdata. Om det




sistnämnda utförs bör man dock vara medveten om instrumentets detektionsgränser för de ämnen (tungmetaller) som vill studeras. Fördelen med att använda all data är att man kan få en uppfattning om en förorenings-halt trots att mätvärdet är mindre än 3 gånger standardavvikelsen. Ett mätvärde för t ex koppar på 3000 ± 1500 ppm ger en indikation på större föroreningshalt än ett mätvärde för koppar på 30 ± 15 ppm, trots att medelvärdena för dessa mätningar inte bedöms som statistiskt säkerställda. XRF-mätningarna användes som underlag för val av jordprover för analys på laboratorium. När laboratorieanalyserna var klara gjordes en jämförelse med XRF-mätningarna, se bilaga 8. Denna jämförelse genomfördes för att få en uppfattning om tillförlitligheten hos genomförda XRF-mätningar.

6.6.1.3 KONTROLL OCH JUSTERING AV XRF-VÄRDEN Kontroll av XRF-värden kan göras genom en korrelationsanalys av ett diagram där ena axeln redovisar halter erhållna vid laboratorieanalyser och den andra axeln redovisar motsvarande XRF-värden. Önskvärt är att jämförelsen mellan laboratoriehalter och XRF-värden uppvisar en rät linje där lutningen är 1:1, se figur 6.1. Figur 6.1. Princip för kontroll av XRF-värden mot laboratoriehalter I praktiken behöver dock XRF-värden vanligtvis justeras med en viss faktor som motsvarar lutningen på den räta linje som motsvarar jämförelsen mellan undersökningsdata. Om den räta linjens lutning är t ex 1,3 är XRF-värdena i genomsnitt 1,3 gånger för låga i jämförelse med laboratoriehalter. Antingen kan man välja att justera samtliga mätdata eller så väljer man att justera olika typer av riktvärden, exempelvis riktvärden för Känslig Markanvändning (KM) eller Mindre Känslig Markanvändning (MKM). Vid denna undersökning har ingen direkt justering av XRF-värden utförts. Istället har en justering av de riktvärden som används för att klassificera mätdata utförts. På detta sätt kan mätdata med olika haltnivå justeras beroende på korrelationen mellan laboratorie-halter och XRF-värden vid en viss haltnivå. Riktvärdet i ovanstående exempel skulle

XRF-värde

Lab-halt

x

x

xx

xx

xx

300

300 x

xxxx

x x x

Rät linje (lutning 1:1)




således justeras med en faktor 1,3. Riktvärdet blir i detta fall 1,3 gånger lägre än rikt-värdet för laboratoriehalter. Fördelen med att justera riktvärden i stället för samtliga mätdata är att justering kan utföras med en faktor för låga mätvärden och en annan faktor för höga mätvärden. En annan fördel är att de ursprungliga mätdata inte för-ändras. Detta är att föredra om en omjustering skulle behöva utföras t ex då fler mätdata erhålls t ex i samband med eventuella kompletterande undersökningar. Den indirekta justeringen framgår genom att skillnaden mellan valda riktvärden för laboratoriehalter och XRF-värden studeras. Om ett ämne (t ex nickel) uppvisar en mycket dålig korrelation mellan XRF-värden och laboratorieanalyser kan ett beslut tas om att helt avstå från att använda dessa mätvärden vid utvärderingen av mätdata. Vid utvärderingen kommer i sådana fall endast undersökningsdata från laboratorieanalyser att användas.

6.6.2 ELEKTRISK LEDNINGSFÖRMÅGA / PH-VÄRDE Vid grundvattenprovtagningen utfördes mätningar av pH-värde och elektrisk lednings-förmåga i fält på uttagna grundvattenprov.

6.7 LABORATORIEANALYSER Samtliga laboratorieanalyser är utförda av SGAB Analytica utom tre analyser på cyanid i grundvattenprov som är utförda av ALcontrol Laboratories.

6.7.1 JORDPROVER Vid laboratorieanalyserna på jord har 5 olika analyspaket använts. Två av dessa avser metaller och tre avser organiska analyser (petroleumprodukter, lösningsmedel mm). Paket 1a. As, Cr-tot, Cr6+ och Pb. Paket 1b. As, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb, V, Zn (SGABs analysbeteckning: M2). Paket 2. Oljeanalys, Petrolpack. Bensen, toluen, etylbensen, summa xylener, alifater (C5-C8, C8-C10, C10-C12, C12-C16 och C16-C35) (SGABs analysbeteckning: OJ-20). Paket 3. GC-MS screening volatila föreningar. Alifater, aromater, klorerade alifater och klorerade aromater. (SGABs analysbeteckning: OJ-13) Paket 4. GC-MS screening semivolatila föreningar. Summa kolväten, summa PAH, klorbensener och summa PCB. (SGABs analysbeteckning: OJ-12) Utförda laboratorieanalyser på jordprov redovisas i bilaga 4:1 för respektive provpunkt.

6.7.2 SEDIMENTPROVER (DAG- OCH SPILLVATTENLEDNINGAR) På dessa sediment har använts paket 1a enligt ovan. Genomförda analyser på spillvattensediment redovisas i bilaga 4:1.




6.7.3 GRUNDVATTENPROVER Analyserna utfördes med ett analyspaket, som av SGAB går under benämningen Waterpack. Waterpack omfattar oljeindex, BTEXN (bensen, toluen, etylbensen, xylener och naftalen), flyktiga klorerade alifater (12 st) samt mono- och diklorbensen, As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb och Zn. Analyser av Cr6+ kunde utfördes separat vid behov. Anal-yserna i Waterpack kunde också utföras separat, t.ex. analys enbart på metaller. Samt-liga grundvattenprover med avseende på metaller filtrerades före analys.

6.7.4 DAG- OCH SPILLVATTENPROVER Dag- och spillvattenprover analyserades med avseende på metallerna As, Cr-tot, Cr6+ och Pb. Ingen filtrering utfördes före analys. Samtliga vattenprover var fria från synliga sedimentpartiklar. Genomförda analyser på dag- och spillvatten redovisas i bilaga 4:1.

6.8 XRF-MÄTNINGAR I BYGGNADER För att få en uppfattning om föroreningsinnehåll i golv och väggar i byggnadens ytskikt utfördes en översiktlig mätning av ytskikt i de delar av byggnaden där det fanns störst risk för att påträffa förorenade ytskikt. Denna undersökning bör betraktas som en över-siktlig scanning av byggnadens ytskikt. XRF-mätning utfördes direkt mot golv- och väggytor. Före mätning borstades dock mätytorna med en stålborste för att ta bort damm och löst sittande avlagringar. Mätning utfördes under 60-90 sekunder per mätyta. Inga laboratorieanalyser har utförts på prover från byggnaden. Ingen jämförelse mellan laboratoriehalter och XRF-värden samt eventuell justering av XRF-värden har därmed genomförts.

7 RESULTAT AV UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR

7.1 INTERVJUER OCH ARKIVSTUDIER Vid undersökningen genomfördes intervjuer med ett antal personer som har jobbat på Läderfabriken eller haft någon annan anknytning till denna industri, se kap 6.1. Det som var framkom vid intervjuerna och som var intressant i ett markförorenings-perspektiv var bl.a. att det fanns en stor bassäng med läderrester ungefär på den plats där det i dag finns garage (strax väster om punkt 35 inom delområde 6, se bilaga 3:1). Stina Stenmark, född 1920, berättade att hon och hennes jämnåriga kamrater brukade leka vi Läderfabriken. Barnen hoppade ner i en bassäng (ca 5x10 m) full med blå-gröna läderrester. Det fanns oklarheter i hur mycket av jordmaterialet under golv som grävdes bort i samband med ombyggnaden år 1975. Detta kunde enligt uppgift från Evert Andersson variera betydligt. I den del som efter ombyggnaden användes till garvning stod före 1975 flera stora hasplar. Evert Andersson beskrev hasplarna som stora trummor som var nedsänkta i golvet, ca 3 m. Hasplar användes för att ta bort hud och underhudsfett. I hasplarna fanns något som kan liknas vid stora roterande armar där hudarna rördes runt för att bli ”rena” inför garvningen. På dessa platser finns idag troligen fyllning med en mäktighet av ca 3 m. I övriga delar av byggnaden som byggdes om togs ca 0,5-1,0 m




Figur 7.1. Vy över Klippans Läderfabrik (ca 1940). På fotografiet syns tydligt var avfall- och restprodukter från fabriken deponerades (vänstra delen av figuren).

bort av jorden under det gamla golvet. I vissa delar av lokalerna göts nytt golv på det gamla (t ex i den gamla garveriavdelningen, se bilaga 2:1 och 2:2). Evert Andersson minns att ledningsnätet regelbundet rensades med kätting för att det inte skulle proppa igen. Tore Andersson berättade att allt avlopp från Klippans samhälle gick ut via ett galler till sänkan norr om mejeriet. Gallret fick under 1960-talet rensas så gott som varje vecka. En ledning till reningsverket byggdes i början av 1970-talet. Vägen till reningsverket byggdes några år senare (ca 1973-1974). Enligt Tore Andersson skulle även hushålls-avfall från Klippans samhälle ha deponerats där Läderfabriken tippade avfalls- och restprodukter (denna tipplats ligger sannolikt strax norr om aktuellt undersöknings-område, dvs i spaltläderdeponin som ingick i den partiella inneslutningen år 1996). Bengt Bosson var enbart anställd som laboratoriechef under kort tid (1976-1979). Under denna tid användes enligt Bengt Bosson stora mängder lösningsmedel, dock mest i finishavdelningen, se bilaga 2:3 och 2:4. Under de åren Bengt jobbade på Läderfabriken renades dock det mesta lösningsmedlet i scrubbers. Bengt kände inte till att ”gammalt lösningsmedel” under hans tid på fabriken dumpades tillsammans med annat avfall- och restprodukter. Bengt misstänkte dock att det kunde finnas ganska mycket föroreningar i de ”interna deponierna”. I det bildarkiv som fanns på Klippans bibliotek fanns ca 100 bilder, som visade hur Klippans Läderfabrik såg ut i början av seklet. Det fanns bilder både på interiörer och exteriörer. En av bilderna visar tydligt hur avfall och restprodukter från fabriken deponeras i sluttningen norr om Läderfabriken, se fig. 7.1. I den nedre högra delen av figur 7.1 går det att urskilja något som troligtvis är öppna diken för transport av processvatten till sedimenteringsdammarna nere vid Bäljane å.

Ev. diken (kan ha använts för att leda processvatten till sedimenteringsbassänger

Ev. utlopp för Höganäs-ledning i början av 1900-talet och fram till 1960-talet




7.2 PROVTAGNING I JORD

7.2.1 MARKFÖRHÅLLANDEN OCH JORDLAGERFÖLJDER Resultatet från de 31 utförda borrningarna och provgroparna har sammanställts i geologiska sektioner över området i bilaga 4:3 till 4:7. Sektionernas läge i plan redovisas i bilaga 4:2. En detaljerad beskrivning av varje provpunkt redovisas i bilaga 4:1. Jordlagerföljden i området består generellt överst av fyllning med en mäktighet varierande mellan ca 0 och 8 m. Under fyllningen förekommer sand i stora delar av undersökningsområdet. Sandens mäktighet varierar mellan 0 och 6 m. Under sanden påträffades lera. Lerans överyta har en relativt flack lutning mot nordost inom de södra och centrala delarna av fabriksområdet. Norr om fabriksområdet går leran ställvis i dagen och befinner sig nära markytan som lutar relativt brant ner mot Bäljane å i norr. Lerlagrets mäktighet har undersökts på två platser, en i sydost (PG33) och en i nordväst (PG30), och uppgår till mer än 7 m inom området, se bilaga 4:1.

7.2.2 LABORATORIEANALYSER Resultaten från laboratorieanalyserna på jordprov redovisas i bilaga 7:1, i bilaga 9:1 till 9:14 redovisas uppmätta maxhalter i de olika provpunkterna. Analysprotokoll finns i bilaga 18.

7.2.3 XRF- OCH PID-MÄTNINGAR Totalt utfördes XRF- och PID-mätningar på ca 280 jordprover. Resultaten från PID-mätningar redovisa i bilaga 4:1 och XRF-mätningarna i bilaga 7:1. Då det oftast finns fler än ett XRF-värde per jordprov (undersökningsnivå) har en medelhalt för varje jordprov beräknats. Detta medelvärde används vid redovisning i planer och profiler. En jämförelse mellan XRF-mätningarna och laboratorieanalyser redovisas i bilaga 8. Arsenikhalterna uppvisade en relativt god korrelation om XRF-värdena justeras med en faktor 1,4 (1,4 x As XRF = As Lab). För krom är XRF-mätningar inte tillförlitliga vid låga mätvärden. För mätvärden mellan 500-1000 mg/kg finns väldigt få data. Riktvärdet för krom (generella riktvärden för känslig markanvändning) ligger dock betydligt lägre än XRF-instrumentets detektions-gräns och prover som vid mätning med XRF uppvisar halter under 500 mg/kg har därför ej bedömts överskrida KM-riktvärdet. XRF-mätvärden mellan 1000-4000 mg Cr/kg har riktvärden för krom justerats med en faktor ca 1,5. XRF-mätvärden över 4000 mg Cr/kg förefaller vara mycket dåligt korrelerade med laboratorieresultat men dessa XRF-värden bedöms dock som förorenade vid utvärderingen.




Riktvärden för bly har vid XRF-mätningar justerats med en faktor på ca 2,0 för att de ska kunna jämföras med laboratorieresultat. Både koppar- och zinkhalterna vid XRF-mätning uppvisade god korrelation med laboratorieresultaten och justering av riktvärden har därför gjorts med en faktor 1,1.

7.3 GRUNDVATTEN

7.3.1 GRUNDVATTENFÖRHÅLLANDEN Resultatet av utförda mätningar av grundvattennivån (se bilaga 4.1), med en tolkad grundvattenyta för maj-juni 2002, redovisas i plan i bilaga 5 och i sektioner i bilaga 4:3 till 4:7. Det övre grundvatten som återfinns ovan lerlagret i undersökningsområdet har en huvudsaklig flödesriktning mot Bäljane å i norr. Någon hydraulisk kontakt av praktisk betydelse mellan grundvatten ovan leran och eventuella akviferer under leran finns sannolikt inte. Det huvudsakliga flödet som sker i grundvattenmagasinet ovanför leran sker i naturliga sanden mellan leran och fyllningen. Endast i fyra undersökningspunkter (PG 13, 14, 21 och 22) befinner sig delar av fyllningen under grundvattenytan, se bilaga 4. I flera grundvattenrör ligger grundvattenytan enbart några få decimeter ovanför lerlagret. I de södra delarna av undersökningsområdet ligger grundvattenytan 5-6 m under markytan. Nordväst om fabriksområdet (delområde 5), i sluttningen ner mot Bäljane å där leran går i dagen, sker även ett utflöde av grundvattnet eftersom grund-vattenflödet följer lerans överyta som går i dagen i detta område.

7.3.2 LABORATORIEANALYSER Resultaten av laboratorieanalyserna på grundvatten redovisas i bilaga 7:2. Det bör noteras att två analyser av Cr(VI), provtagning den 16/5-2002 på grundvatten från GV4 och GV30, utförts på ett icke filtrerat grundvattenprov. Övriga metallanalyser på grundvatten har filtrerats. Analysprotokoll återfinns i bilaga 18.




7.3.3 ENKEL PROVPUMPNING Resultatet från de enkla provpumpningarna (flöde och avsänkning) som utförts i nio grundvattenrör under juni, 2002 redovisas i tabell 7.1. Tabell 7.1 Resultat från provpumpningar av grundvattenrör.

Rör Q (l/s)

sw (m)

Gv 15 1 (1) 0,15 Gv 24 1 0,70 Gv 25 1 0,55 Gv 26 3 (2) 0,80 Gv 27 1 0,75 Gv 28 1 (1) 0,60 Gv 29 1 (1) 0,50 Gv 30 1 (1) 1,50 Gv 31 3 (2) 1,50

(1) möjligt uttagbart flöde är sannolikt mindre (2) möjligt uttagbart flöde är sannolikt större

7.3.4 ELEKTRISK LEDNINGSFÖRMÅGA / PH-VÄRDE Vid grundvattenprovtagningen i maj-juli, 2002 utfördes mätningar av pH-värde och elektrisk ledningsförmåga, se tabell 7.2.

Tabell 7.2. Elektrisk ledningsförmåga och pH-värde i grundvatten.

Rör pH Elektrisk ledn. (mS/m)

Gv 2 6,2 33 Gv 3 6,5 30

Gv 15 6,4 35 Gv 24 6,7 25 Gv 25 6,4 41 Gv 26 6,7 25 Gv 27 6,6 25

7.4 LEDNINGSSYSTEM

7.4.1 INVENTERING AV DAG- OCH SPILLVATTENLEDNINGAR Resultatet av inventeringen av dag- och spillvattenledningar redovisas i bilaga 6:1 till 6:3. Vid inventeringen av ledningsnätet konstaterades att betongytor i ledningsnätet var starkt söndervittrade. I många delar av ledningsnätet var betongen söndervittrad upp till 2-3 cm djup.




I huvudledningen ut från fabriken (Höganäsledningen) var vittringen mindre och på många platser obetydlig. Denna ledning bestående av glaserad keramik har sannolikt motstått angrepp från t ex processvatten med lågt pH. I bottnen på de brunnar, varifrån ledningsnätet undersöktes, fanns oftast sediment. Sedimentens mäktighet kunde uppgå till mellan ca 5-30 cm. Sediment påträffades även i ledningar. Huvuddelen av ledningsnätet bedömdes dock enbart innehålla mindre mängder sediment. I den relativt ”släta” Höganäsledningen var förekomsten av sediment låg, speciellt i de delar av ledningen där transport av dagvatten sker vid nederbörd.

7.4.2 PROVTAGNING AV SEDIMENT I LEDNINGAR Resultatet från laboratorieanalyserna på sediment från ledningsnätet redovisas i bilaga 7:3. Sedimentproverna innehöll i de flesta fall mycket höga halter av framför allt krom.

7.4.3 PROVTAGNING AV DAG- OCH SPILLVATTEN Resultatet från laboratorieanalyserna på dag- och spillvatten i ledningsnätet redovisas i bilaga 7:4. Höga föroreningshalter konstaterades framför allt i ledningen som ligger under de norra delarna av fabriksområde (delområde 6, se figur 4.2).

7.5 XRF-MÄTNINGAR I BYGGNADER Resultaten från XRF-mätningar i byggnader redovisas i bilaga 7:5 och 10:1-2. Många betongytor, både golv och väggar, innehöll höga metallhalter. Förekomsten av höga metallhalter var stor även i de delar av fabriken där föroreningshalten borde vara relativt låg med tanke på användningsområde (t.ex. i källare för råhudar). XRF-mätningarna i byggnaden ger dock bara en indikation på förekomsten av metallhalter i byggnadens ytskikt och ger inga direkta upplysningar om mängden metallföroreningar eller föroreningshalter inne i byggnadskonstruktionen.

8 UTVÄRDERING

8.1 TILLÄMPADE RIKTVÄRDEN OCH JÄMFÖRVÄRDEN Med hänsyn till den planerade framtida markanvändningen (parkmark/naturområde) har dels Naturvårdsverkets riktvärden för Känslig Markanvändning (KM), NV rapport 4638, och dels RVFs (Renhållningsverksföreningens) förslag till acceptanskriterier för massor i deponier för icke-farligt avfall (RVF rapport 02:09) använts som jämförvärden.

8.1.1 KLASSNING AV FÖRORENAT FAST MATERIAL

Baserat på Naturvårdsverkets generella riktvärden för förorenad mark och RVFs acceptanskriterier för massor i deponier för icke-farligt avfall har de påträffade massorna indelats i fyra klasser (A-D).




Klass A utgörs av massor med föroreningshalter under de generella riktvärdet för känslig markanvändning (KM). Dessa massor bedöms utgöra en acceptabel risk vid den planerade framtida markanvändningen inom området (parkmark). Massor med föro-reningshalter mellan KM och MKM (klass B) skulle troligen kunna användas som utfyllnadsmassor eller övertäckningsmassor, och bedöms utgöra en mindre efter-behandlingskostnad vid en eventuell borttransport. Klass C utgörs av massor med föroreningshalter mellan riktvärdet för Mindre Känslig Markanvändning (MKM) och acceptanskriteriet för massor i deponier för icke-farligt avfall. Massor med föro-reningshalter över RVFs förslag till acceptanskriteriet för avfall i deponier för icke-farligt avfall (klass D) bedöms slutligen kräva deponering på en deponi för farligt avfall. RVFs förslag till acceptanskriterier är dock i dagsläget ej fullt vedertagna av Natur-vårdsverket. Haltgränserna för föroreningsklass A-D anges i tabell 8:1 nedan. Tabell 8:1. Indelning av olika ämnen i föroreningsklasser baserat på haltintervall i massorna .

Med avseende på omhändertagande (behandling, deponering, mm) bör ovanstående haltgränser vara tillämpbara på såväl förorenade sediment i ledningssystem som på föroreningar som kan finnas i byggnadsmaterial.

8.1.2 KLASSNING AV GRUNDVATTEN / SPILLVATTEN Riktvärden för grundvatten saknas i Naturvårdsverkets listor med undantag av några få ämnen som kan påträffas i grundvatten vid bensinstationer. Tungmetallhalterna i grund-vatten kan därför jämföras med naturligt förekommande metallhalter i grundvatten, se NV rapport nr 4915 ”Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Grundvatten” samt svenska gränsvärden för dricksvatten där dessa är hälsomässigt grundade, se SLV FS 1993:35

Ämne mg/kg Haltintervall klass A

Haltintervall klass B

Haltintervall klass C

Haltintervall klass D

Arsenik < 15 15 - 40 40 - 100 > 100 Bly < 80 80 - 300 300 - 2000 > 2000 Krom(III) < 120 120 - 250 250 - 3200 > 3200 Krom(VI) < 5 5 - 20 (> 20) > 20 Kvicksilver < 1 1 - 7 7 - 10 > 10 Koppar < 100 100 - 200 200 - 2500 > 2500 Zink < 350 350 - 700 700 - 2500 > 2500 PAHövr < 20 20 - 40 40 - 200 > 200 PAHcanc < 0,3 0,3 - 7 7 - 150 > 150 C5-C8, alifatiska kolväten < 50 50 - 200 200 - 800 > 800 C8-C10, alifatiska kolväten < 100 100 - 350 350 - 10 000 > 10 000 C10-C12, alifatiska kolväten < 100 100 - 500 500 - 25 000 > 25 000 C12-C16, alifatiska kolväten < 100 100 - 500 500 - 10 000 > 10 000 C16-C35, alifatiska kolväten < 100 100 - 1 000 1000 - 10 000 > 10 000 C8-C10, aromatiska kolväten < 40 40 - 200 200 - 600 > 600 C10-C35, aromatiska kolväten

< 20 20 - 40 40 - 2 000 > 2 000




”Livsmedelsverkets kungörelse om dricksvatten”. Jämförelser kan även göras med exempelvis riktvärden utarbetade i Tyskland (Berlinlistan) och i Nederländerna (Holländska listan). Samtliga riktvärden enligt dessa bedömningsgrunder presenteras i tabell 8:2 nedan. Det riktvärde som har valts som jämförvärde för respektive ämne har markerats med fet stil.

8.2 PÅTRÄFFADE FASTA FÖRORENINGAR Påträffade föroreningar inom det aktuella området utgörs främst av tungmetaller (krom och arsenik men även bly, koppar och zink) och till mindre del av andra ämnen såsom olja och polyaromatiska kolväten (PAH). PCB, klorerade lösningsmedel samt klorbensener och cyanid har analyserats i ett flertal provpunkter, men har ej påträffats över detektionsgränsen för analysen. Spår av toluen kunde påvisas i en provtagningspunkt. Förekomst av bekämpningsmedel kan inte uteslutas, exempelvis från importerade hudar som behandlats. Några analyser av bekämpningsmedel har dock inte ingått i denna undersökning. Analyser av DDT i grundvatten har emellertid skett vid ett tidigare provtagningstillfälle (se kap 8.4 nedan). Tabell 8:2. Jämförvärden för grundvatten (µg/l).

Ämne /ämnes-grupp

Riktvärde bensin-

stationer NV Rapport 4889

Livsmedelsverket Gräns-värde

Holländska listan (C-

värde) Berlin

listan (III)

Jämför-värde NV Rapport

4915

Ingen eller liten

påverkan av

punktkälla NV Rapport

4915 Arsenik - 501 60 80 1 <10

Bly 10 101 75 150 1 <5 Kadmium - 51 6 15 0,1 <5 Koppar - 2 000 75 150 <4000 Krom

(totalhalt) - 50 30 200 5-154

Krom (VI) 3 - - - 30 - - Zink - 1 0002 800 2 000 100 <700

Opolära alifater4 100 10 600 2 000

Kommentar: 1 Gränsvärde för dricksvatten (hälsobaserat / otjänligt)

2 Tekniskt gränsvärde 3 Berlinlistan (II): floddal/alluviala avsättningar 4 Sjöar och Vattendrag (måttligt höga halter)

8.2.1 UTBREDNING OCH HALTER De delområden där föroreningar i fast fas främst påträffats utgörs av områden där avfalls- och restprodukter från fabriken deponerats allt sedan 1906 då Läderfabriken




startades fram till ca 1950-talet. I bilaga 9 redovisas planer med uppmätta maxhalter för olika ämnen i jord i de olika provpunkterna. De högsta föroreningsnivåerna i fast fas påträffades framför allt inom de östra och nordöstra delarna av fabriksområdet samt norr om fabriksområdet (delområde 2-4), se tabell 8:3. Tabell 8:3. Påträffade maxhalter inom delområden med likartad karaktär.

Delområde 2, 3 och 41 5 och 62 1 och 73

Förorening Lab (mg/kg TS)

XRF (mg/kg)

Lab (mg/kg TS)

XRF (mg/kg TS)

Lab (mg/kg TS)

XRF (mg/kg)

Riktvärde KM

(mg/kg TS) As 2540 9760 230 240 75 85 15Cr 50900 35790 4700 2800 120 540 120

Cr6+ 278 - 29 - 0,8 - 5Pb 3260 14300 80 60 85 140 80Cu 3380 53000 0 45 15 60 100

Kolväten 14000 - 420 - 190 - -PAH 440 - 8 - 3 - -

1) Område där avfall och restprodukter från Läderfabriken deponerades i början av 1900-talet och fram till ca 1950-talet. 2) Norra delen av fabriksområdet och nordväst om fabriksområdet. 3) Södra delen av fabriksområdet samt området öster om fabriksområdet. Oljeföroreningar har påvisats vid den oljecistern som finns inom delområde 2. De högsta kolväte- och PAH-halterna påträffades dock i en provtagningspunkt inom det områden där avfall och restprodukter deponerats (på ca 7-8 meters djup inom delområde 3). En klassning (redovisning av föroreningsnivå) av varje provpunkt utifrån valda riktvärden återfinns i plan i bilaga 11:1-6.

8.2.2 TOTALMÄNGDER AV DOMINERANDE FÖRORENINGAR En grov uppskattning av de totala mängderna av dominerande föroreningar inom området har gjorts, se bilaga 14. För varje provpunkt har en uppskattning gjorts av hur stor yta som jordproverna i denna punkt kan vara representativa för. I flertalet fall har en yta på ca 15x15 m antagits vara representativ för varje provpunkt. Föroreningens mäktighet utgår i varje punkt ifrån mäktigheten på den provtagna lagerfrekvensen. Vid beräkning av föroreningsmängder används ett medelvärde för XRF-värden på varje nivå. Samtliga undersökningsdata från denna och tidigare undersökningar har använts vid beräkning av föroreningsmängd. I områden med många provpunkter (t ex i delområde 2 och 3) bedöms beräkningarna generellt vara bättre än i områden med få punkter (t ex delområde 1 och 7). Om exempelvis blyhalten i en provtagningspunkt på djupet 0,2-0,5 m.u.m.y. uppgår till 500 mg/kg innebär det att mängden bly beräknas till 54 kg (0,3 m * 15 m * 15 m *




jordens densitet, vilken antagits uppgå till 1,6 ton/m3) i den totala jordmängden (108 ton) på denna nivå. De beräknade mängderna, enligt detta beräkningssätt, sammanfattas i tabell 8:4 nedan. Tabell 8:4. Grovt uppskattade mängder av dominerande föroreningar i olika delområden. Föroreningar As

(ton) Cr (ton)

Cu (ton)

Pb (ton)

Zn (ton)

Kolväten* (ton)

PAH (ton)

Delområde 1 0,1-0,2 ~ 0,1 0,1-0,2 ~ 0,1 Delområde 2 0,5-0,8 1,0-1,5 0,3-0,5 0,3-0,5 0,8-1,3 1-3 Delområde 3 1,5-2,0 30-40 5-6 10-15 5-8 5-10 0,3-0,7 Delområde 4 5-10 15-20 3-5 3-5 13-16 15-30 0,5-1,2 Delområde 5 0,5-1,5 Delområde 6 ~ 0,1 0,5-1,5 Delområde 7 ~ 0,1 0,1-0,3 Summa (ton) 8-12 50-65 8-12 15-20 20-25 20-45 1-2

* (i huvudsak alifatiska kolväten, C10-C35). Baserat på klassindelningen, enligt tabell 8.1, har en grov uppskattning av mängden förorenade massor inom de olika klasserna för respektive delområde gjorts. Beräkning av mängd förorenade massor har utförts på samma sätt som vid beräkning av mängd förorening av varje enskilt ämne. De uppskattade mängderna presenteras i tabell 8:5 nedan. Tabell 8:5. Uppskattade mängder förorenade massor inom olika delområden och föroreningsklasser. Föroreningar Klass B

(ton) Klass C

(ton) Klass D

(ton) Delområde 1 500-1 500 - 50-100

Delområde 2 1 000-1 500 1 000-1 500 1 500-2 500

Delområde 3 4 000-5 000 6 000-7 000 10 000-12 000

Delområde 4 9 000-10 000 2 000-3 000 8 000-10 000

Delområde 5 2 000-2 500 500-800 -

Delområde 6 50-100 1 200-1 800 300-400

Delområde 7 500-1 000 400-600 50-100

Summa (ton) 16 000-22 000 10 000-15 000 20 000-25 000

Uppskattningsvis uppgår den förorenade jordvolymen (förorenade massor med halter över KM) till omkring 30 000 – 40 000 m3 (ca 46 000 – 62 000 ton). Större delen av denna volym finns i ett mer eller mindre sammanhängande område inom delområde 2, 3 och 4, se bilaga 15:1.




8.3 PÅTRÄFFADE FÖRORENINGAR I SEDIMENT I LEDNINGSSYSTEM I de flesta analyserade sedimentproverna från ledningssystemet var föroreningsnivån mycket hög (mycket allvarlig enligt MIFO). Mängden förorenade sediment i ledning-arna är dock relativt liten. Mycket höga halter av främst arsenik och krom uppmättes i sediment i flera av brunnarna i ledningssystemet. I ett prov uppmättes även höga halter bly. Halterna av främst krom låg i flera punkter över acceptanskriterierna för farligt avfall. I bilaga 7:3 och 13:1 redovisas föroreningsnivån i sediment i de olika provpunkterna.

8.4 PÅTRÄFFADE FÖRORENINGAR I GRUNDVATTEN OCH DAGVATTEN

8.4.1 INLEDNING Omfattning och utbredning av påträffade föroreningar i grundvatten sammanfaller i stort med den utbredning som påträffats i jord. Endast i mycket liten omfattning påträffas föroreningar i grundvattnet under fabriksbyggnaden. Generellt bedöms halter och utbredning av föroreningar i jord vara allvarligare än de som påträffats i grundvattnet. Vissa enstaka höga mätvärden som påvisats i några grundvattenrör har inte kunnat påvisas vid kompletterande provtagningar och analyser, se bilaga 7:2. Förekomst av klorerade lösningsmedel (tertrakloretylen) har påvisats i några grund-vattenprover. Halterna var dock låga och överskred knappt analysens detektionsgräns, se bilaga 7:2. Inga analysresultat kunde påvisa några halter överstigande detektions-gränsen för cyanid i grundvatten se bilaga 4:1. Före efterbehandlingen av sedimenteringsdammarna år 1996 analyserades tre grund-vattenprover från grundvattenrör placerade nere vid Bäljane å med avseende på DDT (detektionsgräns: 0,05 µg/l). DDT kunde inte påvisas vid detta provtagningstillfälle.

8.4.2 FÖRORENINGSHALTER I GRUNDVATTEN OCH DAGVATTEN Av de provtagna grundvattenrören är grundvatten från 35% (7/20-delar) av prov-punkterna uppenbart påverkade av föroreningar, främst krom. I de flesta av dessa rör har endast en provtagning utförts. De höga halter av krom som påträffades vid prov-tagning i GV29 och GV30 i maj 2002 kunde inte verifieras vid provtagning i juli, vilket tyder på att föroreningshalterna i grundvatten i området kan variera vid olika prov-tagningstillfällen. Samma variationer vid olika provtagningstillfällen påvisades även vid de undersökningar som utfördes år 1997 (KM Miljöteknik). Analyser av dagvatten uppvisade höga halter av krom i främst brunn CrÖ (provtagning utförd år 1997) i den sydvästra delen av delområde 7 och i brunn brunn Br11 i den norra delen av delområde 6, se bilaga 7:2. Brunn CrÖ är en av de kromtankar som ingått i ett slutet system för omhändertagande av restlag vid garvningen. Denna brunn har sanno-likt ingen förbindelse med Höganäsledningen, i vilken det sker ett dagvattenflöde vid nederbörd.




I bilaga 7:2 redovisas uppmätta halter och valda jämförvärden. Varje jämförvärde anges dessutom i bilagan i tre nivåer, som måttligt allvarliga (1-3 gånger jämförvärdet), all-varliga (3-10 gånger jämförvärdet) samt mycket allvarliga (>10 gånger jämförvärdet) i enlighet med bedömningsmetodiken enligt MIFO.

8.4.3 UTBREDNING AV FÖRORENINGAR I GRUNDVATTEN Föroreningsnivån i de analyserade grundvattenproverna har sammanställts i bilagorna 12:1-4.

8.5 DE DOMINERANDE FÖRORENINGARNAS EGENSKAPER

8.5.1 ARSENIK Arsenik är en redoxkänslig halvmetall som förekommer i två oxidationsstadier, III och V. I mark och vatten förekommer arsenik framförallt i form av oxoanjoner som bildar svårlösliga salter med katjoner. Under oxiderande förhållanden styrs lösligheten hos arsenik av framförallt järnarsenat och andra järnmineraler. Generellt är arsenik(III) mer lättlösligt än arsenik(V). Arseniks olika förekomstformer i mark och vatten ger upphov till komplicerade kemiska samband. Det är därför svårt att beräkna hur stor andel av arseniken som förekommer på de fasta faserna i marken och hur stor andel som är löst i mark- och grundvatten. Organiskt material samt mangan-, järn- och aluminiumoxider bidrar emellertid till ackumulering av arsenik i marken. Vid övergång från oxiderande till reducerande förhållanden i marken ökar mobiliteten av arsenik, samtidigt som den frigjorda arsenik(III) är den mera toxiska formen av arsenik. Arsenik är giftigt i alla sina former. Arsenik(III)-föreningar är emellertid mer giftiga än arsenik(V)-föreningar. Arsenikföreningar absorberas snabbt och effektivt i magtarm-kanalen men är också giftiga vid inandning.

8.5.2 KROM Krom är en redoxkänslig metall som förekommer i trevärd form (som katjon, Cr3+) eller i sexvärd form (som anjon, CrO4

2-) i mark och vatten. Den trevärda formen förekommer huvudsakligen som krom(III)hydroxid som har en mycket låg löslighet vid pH>6. Krom(III) sorberas mycket starkt på järn- och manganoxider samt relativt starkt på organiskt material i jord. I väldränerad mark där tillgången på syre är god kan det ske en långsam oxidation av krom(III) till krom(VI). Krom(VI) har en betydligt högre löslighet än krom(III) inom hela pH-området. Sorptionen av krom(VI) till fasta mineral minskar med ökande pH. I grundvattenzonen är tillgången på syre begränsad varför oxidationen av krom(III) förhindras. Mobiliteten av krom begränsas här av löslighetsegenskaperna och sorptionen av krom(III)-föreningar.




Krom är en essentiell metall för människan, dvs den är nödvändig för att vissa bio-logiska processer i kroppen skall kunna fungera. I förhöjda halter är krom emellertid toxiskt och kan ge upphov till allergiska reaktioner. Krom är dessutom klassat som ett cancerframkallande ämne. Av kroms olika oxidationsformer är krom(VI) den form som är giftigast.

8.5.3 BLY Bly uppträder i mark och vatten i form av joner, Pb2+. Bly förekommer i mark fram-förallt som karbonater, fosfater och hydroxider samt i syrefria, sulfidhaltiga miljöer som sulfider. Samtliga bildade fällningar (salter) har låg eller mycket låg löslighet. Mobiliteten av bly är svår att beräkna på grund av de låga lösligheterna för de olika blysalterna. I stället kan en uppskattning göras utifrån analyser av blyhalter i mark och grundvatten. Vanligtvis bestäms dock mobiliteten av fosfatinnehållet i marken. Resultatet blir därför att endast låga halter av bly kan uppmätas i grundvatten. Bly är farligt att inandas och förtära. Det kan ansamlas i kroppen samt ge upphov till reproduktionsstörningar och fosterskador.

8.5.4 KOPPAR I markmiljöer förekommer koppar huvudsakligen som koppar(II). Endast under syrefattiga och sulfidrika förhållanden uppträder koppar som koppar(I), främst som svårlöslig kopparsulfid. Koppar betraktas ofta som en av de minst rörliga metallerna genom att koppar starkt adsorberas till järn- och manganoxider samt organiskt material. Koppar har dock en stor benägenhet att bilda starka komplex vilket medför att mobiliteten av koppar ökar vid närvaro av komplexbildare som t ex lösta humusämnen. Vid höga pH-värden i grund-vatten kan koppar förekomma i höga halter p g a bildning av hydroxokomplex. Koppar är en av de viktigaste essentiella metallerna för både människan och för växter och är toxiskt endast i höga koncentrationer. Giftigheten är dock mycket hög för de flesta vattenlevande organismer. Förhöjda halter i dricksvatten kan ge upphov till diaréer, främst hos känsliga småbarn.

8.5.5 ZINK Zink uppträder i mark och vatten främst i jonform som Zn2+, och fälls ut som karbo-nater, fosfater och hydroxider vid höga pH-värden samt som sulfider i syrefria, sulfidhaltiga miljöer. Kemiskt har zink många likheter med kadmium och de före-kommer oftast tillsammans i naturliga miljöer. Zink förekommer dock i 100-1000 gånger högre koncentrationer än kadmium. Den process som är mest betydelsefull för hur zink förekommer i mark är sorption till fasta faser. Sorptionen är starkt beroende av pH-värdet i marken och ökar med ökande pH. Ett högt pH innebär följaktligen en låg mobilitet av zink medan ett lågt pH-värde innebär en ökad rörlighet. I sulfidhaltiga miljöer styrs mobiliteten av lösligheten hos zinksulfid.Zink är en av de metaller som är essentiella, dvs som är nödvändiga i små mängder, för människor och är därför toxisk endast i mycket höga koncentrationer.




8.5.6 PAH Polyaromatiska kolväten eller PAH, är ett samlingsnamn för en mängd ämnen vilka består av två eller flera sammansatta aromatiska ringar (bensenringar). PAH bildas vid ofullständig förbränning (pyrolys) och återfinns även i exempelvis stenkolstjära eller i petroleumprodukter såsom bitumen, mellandestillat och bensin. De flesta PAH är persistenta men kan långsamt brytas av ner av mikroorganismer. En del PAH är, och andra misstänks, vara såväl cancerogena som mutagena. Exempel på PAH är naftalen, antracen, fluoren, fenantren, pyren, krysen. PAH är utpräglat olösliga i vatten och sprids därför relativt långsamt i grundvatten. PAH som består av tre eller färre bensenringar har högt ångtryck och förekommer normalt i gasfas.

8.5.7 PETROLEUMKOLVÄTEN Petroleumkolväten utgörs av blandningar av olika raka, grenade eller ringformade kolvätekedjor av varierande molekylstorlek erhållna ur råolja. Sammansättningen varierar beroende på typ av olja. Vid analys av petroleumkolväten delas dessa ofta in i fraktioner beroende på kolkedjelängd samt efter om petroleumkolvätena är raka (alifatiska) eller består av omättade ringstrukturer (aromatiska). Generellt är farligheten bland de aromatiska fraktionerna större än bland de alifatiska. Lösligheten i vatten för petroleumkolväten varierar starkt för denna ämnesgrupp men generellt är lösligheten låg. Mobiliteten är också beroende på viskositet och densitet.

8.6 SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR

8.6.1 INLEDNING De påträffade föroreningarna bedöms främst kunna spridas från området via grund-vattnet. Andra spridningsvägar kan vara exempelvis via mänskliga aktiviteter i området eller via damning vid torr väderlek. Spridning av föroreningar via grundvatten kan ske till exempelvis ytvatten, brunnar och till omkringliggande mark. Spridningsförutsättningarna via grundvattnet är bland annat beroende av jordens innehåll av järn, organiskt material, lera och komplexbildare (t.ex. lösta humusämnen) samt pH och redoxförhållanden.

8.6.2 GRUNDVATTENFLÖDE För att bedöma grundvattenflödet genom området har en värdering av genomsläpp-ligheten i den grundvattenförande zonen utförts genom enkla provpumpningar i grund-vattenrör. En uppskattning av den hydrauliska konduktiviteten, dvs. vattengenom-släppligheten (K) i sanden har erhållits där värdet på K varierar mellan 10-5 och 10-3 m/s, se tabell 8:6.




Tabell 8:6. Uppskattning av hydraulisk konduktivitet (K) i vattenförande jordlager. För beräkningsformel se kap. 6.4.1. Ämne Q

(l/s) sw (m)

rw (m)

Ro (m)

b (m)

K (m/s)

Gv 15 1 (1) 0,15 0,025 100 0,15 9,8E-04 Gv 24 1 0,70 0,025 100 0,50 6,7E-05 Gv 25 1 0,55 0,025 100 0,40 1,1E-04 Gv 26 3 (2) 0,80 0,025 100 0,60 1,3E-04 Gv 27 1 0,75 0,025 100 0,75 4,0E-05 Gv 28 1 (1) 0,60 0,025 100 0,20 2,0E-04 Gv 29 1 (1) 0,50 0,025 100 0,50 8,8E-05 Gv 30 1 (1) 1,50 0,025 100 0,10 1,5E-04 Gv 31 3 (2) 1,50 0,025 100 1,40 3,1E-05

(1) Möjligt uttagbart flöde är sannolikt mindre. (2) Möjligt uttagbart flöde är sannolikt större. Den enkla provpumpningen ger en genomsnittlig hydraulisk konduktivitet (K) på mellan ca 8 * 10-5 m/s och 2 * 10-4 m/s inom undersökningsområdet. Jorden i den mättade zonen utgörs till största delen av en mellansand, vilken generellt sett har en hydraulisk konduktivitet på mellan 10-5 m/s och 10-3 m/s. Detta stämmer väl överens med de resultat som erhållits vid provpumpningarna. Vid fältundersökningarna kunde dock tydliga spår av järn- och mangan utfällningar konstateras i sanden, vilket sannolikt begränsar sandens vattenförande förmåga då utfällningarna bidrar till en minskning av sandens effektiva porositet. Med en antagen grundvattengradient (i) på 0,015 inom fabriksområdet (delområde 2, 3, 6 och 7) kan grundvattnets flödeshastighet (bruttohastigheten) uppskattas till mellan 40-100 m/år. Om det vattenförande sandlagret har en genomsnittlig mäktighet på ca 0,6 m och en bredd inom undersökningsområdet på ca 120 m innebär det att grundvattenflödet från undersökningsområdet uppgår till mellan 0,1 – 0,2 l/s, motsvarande 3000 – 6000 m3/år. En uppskattning av grundvattenflödets storlek har även gjorts utifrån en vattenbalans-beräkning för området. Vid studier av topografin inom och söder om undersöknings-området kan grundvattenbildningsområdet för det grundvatten som flödar genom under-sökningsområdet sannolikt antas vara relativt litet, uppgår sannolikt inte till mer än ca 24 ha (vilket motsvarar ett ca 200 m långt och ca 120 m brett grundvattenbildnings-område). Medelnederbörden inom regionen uppgår till ca 780 mm/år (nederbördsdata från SMHIs mätstation, nr. 6305, i Ljungbyhed, ca 10 km söder om Klippan). Den del av nederbörden som bildar grundvatten varierar sannolikt ganska mycket inom detta område och är sannolikt relativt liten då stora delar för närvarande utgörs av hårdgjorda ytor t ex asfalt, bebyggelse mm. Grundvattenbildningen (infiltrationskoefficienten) har därför uppskattats till mellan 0,15 och 0,35 av nederbörden. Detta ger ett grundvatten-flöde på mellan 0,1 och 0,2 l/s genom undersökningsområdet, vilket överensstämmer väl med det beräknade flöde som beräknades från provpumpningsdata. Baserat på resultatet från provpumpningen och med stöd av utförd vattenbalansberäk-ning bedöms den hydrauliska konduktiviteten i sanden vara omkring 10-4 m/s, och grundvattenflöde genom undersökningsområdet vara ca 0,15 l/s.




8.6.3 SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR FÖR FÖRORENINGAR VIA GRUNDVATTEN

Uppmätt pH i grundvattnet är svagt surt till neutralt (6,2-6,7) vid vilket både katjoner (koppar, krom, bly, zink) och anjoner (arsenik, sexvärt krom) är relativt lättrörliga i marken. Utfällningar av järn och mangan har observerats i ett flertal prover vid fältunder-sökningarna, vilket talar för att reducerande förhållanden råder inom området. Vid reducerande förhållanden är spridningsförutsättningarna för spridning av sexvärt krom troligen relativt små eftersom sexvärt krom i form av kromatjon (CrO4

2-) i närvaro av vatten reduceras och fälls ut som mycket svårlösliga kromhydroxider (Cr(OH)3). Den organiska halten i området har uppmätts till mellan 5 och 14 % i det utfyllda området (i fyllningsmassorna), vilket är en högre andel än vad som antas vid beräk-ningen av Naturvårdsverkets generella riktvärden (2%). För organiska föroreningar (exempelvis PAH och oljekolväten) kan fördelningskoefficienten mellan jord och grundvatten (Kd) beskrivas som faktorn av fördelningsfaktorn mellan vatten och organiskt kol (Koc) och den organiska halten (foc) enligt sambandet: Kd = Koc * foc Detta medför att spridningen av organiska föroreningar i det utfyllda området sannolikt är lägre än vad som antas i Naturvårdsverkets modell. I den underliggande sanden (sandskikten) är den organiska halten sannolikt lägre, varför spridningsförutsättningarna för organiska föroreningar här troligen är större.

8.6.4 SPRIDNING AV FÖRORENINGAR TILL BRUNNAR I OMRÅDET Enligt SGUs brunnsarkiv finns en brunn strax norr om Läderfabriken mot Bäljane å. Brunnen anlades 1934 men dess användning har ej kunnat klarläggas. Ca 250 m väster om denna brunn är enligt brunnsarkivet en energibrunn belägen. Inga ytterligare kända brunnar har påträffats nedströms Läderfabriken. Ingen detaljerad brunnsinventering har utförts inom ramen för detta uppdrag.

8.6.5 SPRIDNING AV FÖRORENINGAR TILL YTVATTEN Bäljane å ligger ca 100 m norr om och nedströms det undersökta området. Spridning av föroreningar till ån sker sannolikt främst via grundvattnet från de platser där avfall och restprodukter från Läderfabriken deponerats, dvs de norra och nordöstra delarna av undersökningsområdet. Delar av det förorenade grundvattnet i området sprids via Höganäsledningen som drän-erar de nordvästra delarna av det utfyllda området (delområde 5 och 6). Till viss del kan även sedimenten i ledningsnätet utgöra en spridningskälla. Detta sker dock troligen endast vid kraftig nederbörd då flödet i ledningsnätet är så stort att det kan frigöra delar av de sediment som fortfarande finns i ledningsnätet. Förorenat grundvatten trans-porteras sannolikt främst till befintliga dammar nere vid Bäljane å men ett direkt flöde av förorenat grundvatten till Bäljane å kan inte uteslutas.




Upprepad provtagning i grundvattenrör nere vid Bäljane å har inte utförts vilket gör det svårt att avgöra hur stor påverkan som föroreningarna uppe vid fabriksområdet har på Bäljane å. Vid provtagning av vatten i en ledning, som eventuellt kan leda lakvatten från de områden som övertäcktes 1996, påvisades en arsenikhalt fyra gånger högre än livs-medelsverkets hälsobaserade riktvärde för dricksvatten. Om en rivning av byggnader och hårdgjorda ytor inom fabriksområdet utförs innebär det sannolikt att grundvattenbildningen ökar och att grundvattenytan kan komma att höjas, vilka kan medföra en ökad utlakning av föroreningar (troligen från fyllnads-massor i de djupaste delarna av det utfyllda området).

8.6.6 BERÄKNING AV FÖRORENINGSBELASTNING AV TUNGMETALLER TILL BÄLJANE Å

Baserat på uppmätta föroreningshalter i jord, uppmätta föroreningshalter i grundvatten, fördelningskoefficienter mellan jord och grundvatten (Kd) för olika ämnen (NV rapport 4639) samt beräknade grundvattenflöden i området har belastningen av påträffade föroreningar till Bäljane å beräknats. Grundvattenflödet ifrån området har uppskattats till 0,15 l/s. Beräkningarna presenteras i tabell 8:7. Tabell 8:7. Beräknade föroreningsmängder från det undersökta området till Bäljane å (kg/år). Ämne Utifrån

påträffade maxhalter av föroreningar i grundvatten

Utifrån näst högsta halter av påträffade föroreningar i grundvatten

Utifrån beräknat medelvärde av påträffade föroreningar i jord

Utifrån medianhalter av påträffade föroreningar i jord

Cr 3,8 1,2 3,4 0,33 Cr6+ 4,2 1,8 2,7 0,13 As 0,9 0,46 0,68 0,07 Pb 0,01 0,006 0,9 0,12 Cu 0,4 0,02 2,7 0,13 Zn 0,2 0,05 12,7 3,63

Bidraget av föroreningar från områden norr om det undersökta området har ej upp-skattats. De påträffade föroreningarna har antagits spridas med samma hastighet som grundvattnet, vilket gör att spridningen av föroreningar med grundvattnet överskattas för flertalet ämnen. För att få en bättre bedömning av den faktiska spridningen borde grundvattenprov tas längre nedströms undersökningsområdet, mot Bäljane å.

8.7 EXPONERINGSRISKER FÖR MÄNNISKOR För att översiktligt bedöma riskerna för människor som vistas i området har en jäm-förelse mellan påträffade halter i jord och referenskoncentrationer i jord på områden med känslig markanvändning (KM) gjorts (referenskoncentrationer enligt Naturvårds-verkets rapport 4639). Någon riskbedömning med avseende på oljekolväten har ej bedömts vara nödvändig.




För exponeringsvägarna intag av jord, hudkontakt, inandning av damm, inandning av ångor och intag av växter har bedömningen gjorts för påträffade föroreningar i djup ner till ca 1 m. Hela föroreningsprofilen har beaktats för expo-neringsvägarna, intag av grundvatten och intag av fisk. För att få en bättre bild av de faktiska riskerna på platsen kan en fördjupad riskbedömning genomföras. Tabell 8:8. Bedömda exponeringsrisker för människor med avseende på de dominerande påträffade föroreningarna i ytlig jord inom undersökningsområdet. Exponeringsväg As Cr(III) Cr(VI)1 Pb Zn Cu PAH2

Exponering i området Intag av jord +++ - - - - - - Hudkontakt ++ - - - - - -

Inandning av damm ++ - ++ - - - -

Inandning av ångor - - - - - - -

Intag av växter3 (bär svamp mm) +++ - - - - - ++

Exponering utanför området Intag av

grundvatten +++ +++ - +++ - - ++ Intag av fisk +++ - - - - - -

1 Analyser av sexvärt krom har endast gjorts i vissa punkter, varför bedömningen till viss del grundas på påträffade totalhalter av krom. 2 Analyser har endast gjorts av totalhalt av PAH, vid bedömningen har antagits att merparten av dessa utgörs av cancerogena PAH. 3 Intag av grönsaker har antagits som exponeringsväg. - = Risken bedöms vara liten, referensvärden underskrids + = Risken bedöms vara måttlig, referensvärden överskrids i någon punkt ++ = Risken bedöms vara stor, referensvärden överskrids betydligt i någon punkt eller något i flera punkter +++ = Risken bedöms vara mycket stor, referensvärden överskrids betydligt i flera punkter Riskerna för människor i området bedöms således främst vara kopplade till förekomsten av arsenik. Något intag av grundvatten sker troligen inte nedströms området, detta bör dock säkerställas. En viss risk för exponering av människor via inandning av damm vid torr väderlek kan inte uteslutas. Stora delar av det undersökta området (fabriksområdet) är idag inhägnat och asfalterat, varför tillgängligheten för människor inom detta område är begränsad. Ytliga föroreningar i mark har påträffats inom fabriksområdet. Om fabriksområdet görs om till parkmark ökar risken för direktexponering av människor. I området norr om fabriksområdet (delområde 4) har höga föroreningshalter av bland annat arsenik och krom påträffats ytligt både inom delområde 4 och 5. Risken för direktexponering av människor inom detta område, bedöms här, på grund av den större tillgängligheten idag, vara större än inom fabriksområdet.




8.8 EKOTOXIKOLOGISKA RISKER

8.8.1 EKOTOXIKOLOGISKA RISKER PÅ PLATSEN Markekosystemet i området är sannolikt i hög grad påverkat av föroreningarna. Eftersom föroreningarna påträffats ytligt inom området löper djur som befinner sig i området relativt stora risker att exponeras för föroreningarna vid exempelvis intag av jord och växter.

8.8.2 EKOTOXIKOLOGISKA RISKER I NÄRBELÄGNA YTVATTEN (BÄLJANE Å) Baserat på flödesmätningar i Bäljane å samt ovanstående belastningsberäkningar från det undersökta området till ån (tabell 9:5) har risken för effekter i denna bedömts. Flödesmätningar i Bäljane å har utförts av Ekologgruppen 1995 (Rönne å recipient-kontroll 1995, Landskrona 1996). Vid lågvattenföring i ån har medelflödet av Ekolog-gruppen beräknats uppgå till 240 l/s. Detta flöde har använts för att beräkna tänkbara föroreningshalter i ån. Som jämförvärden för ekotoxikologiska effekter har Kanadens-iska riktvärden för ytvatten använts (http://www.ec.gc.ca). I tabell 8:9 sammanställs beräkningarna av halter från det aktuella området i ån. Tabell 8:9. Bedömda risker för ekotoxikologiska effekter i Bäljane å. Ämne Beräknat

belastningsintervall (kg)

Haltintervall i ån baserat på belastningsintervallet (µg/l)

Kanadensiska ytvattenkriterier (µg/l)

Cr-tot 0,33-3,8 0,04-0,5 8,9 Cr6+ 0,13-4,2 0,02-0,6 1 As 0,07-0,9 0,01-0,1 5 Pb 0,006-0,12 0,0008-0,02 1-7 Cu 0,02-2,7 0,0003-0,4 30 Zn 0,05-12,7 0,007-1,7 2-4

Baserat på de teoretiskt möjliga beräknade föroreningsmängderna till Bäljane å samt jämförvärdena bedöms risken för effekter i ån vid det undersökta området vara liten. Föroreningarna från området ger dock ett bidrag till belastningen på ån som tillsammans med andra spridningskällor, exempelvis ifrån området nedströms det undersökta området, ej säkert kan anses vara försumbar.

8.9 RISKBEDÖMNING ENLIGT MIFO Vid en riskbedömning bör hänsyn tas till spridningsförutsättningar, föroreningarnas farlighet, föroreningsnivåer och områdets känslighet/skyddsvärde. Riskbedömningen bygger på ”Bedömningsgrunder för miljökvalitet inom förorenade områden” enligt Naturvårdsverkets rapport 4918.

Av de dominerande föroreningarna som konstaterats har enligt MIFO-metodiken arsenik, bly, sexvärt krom och polyaromatiska kolväten en mycket hög farlighet. Trevärt krom och koppar har hög farlighet. Zink och alifatiska kolväten har måttlig farlighet.




Baserat på den stora mängden föroreningar, massornas utbredning och föroreningarnas farlighet (se ovan) bedöms föroreningsnivån vara hög. Områdets känslighet bedöms som stor då den planerade markanvändningen är parkmark och människor kan komma att använda området för friluftsaktiviteter. Barn och vuxna samt djur som vistas i området riskerar att exponeras. Skyddsvärdet bedöms vara mycket stort framförallt p.g.a närheten till Bäljane å, som har ett högt naturintresse (se kap. 4.4). Baserat på bedömningarna av spridningsförutsättningar, föroreningarnas farlighet, föroreningsnivåer och känslighet/skyddsvärde bedöms området tillfalla riskklass 1 (mycket stor risk) enligt MIFO-metodiken.

8.10 SLUTSATSER Mängden och halterna av föroreningar (främst metaller) i det undersökta området är mycket stora och kan främst hänföras till utfyllnadsområdet i anslutning till fabriks-området. Föroreningarna är främst koncentrerade till delområde 2, 3 och 4. Baserat på utvärderingsresultaten bedöms området tillfalla MIFO-klass 1, mycket stor risk. Spridningen av föroreningar till Bäljane å bedöms utifrån nuvarande underlag inte ge upphov till så stora effekter att några uppenbara ekotoxikologiska effekter föreligger. För människor och djur som vistas i området bedöms dock risken vara så pass stor att åtgärder bör vidtas, främst på grund av förekomsten av arsenik. Riskerna kommer dessutom att öka om fabriken rivs och området görs om till parkområde.

9 MÖJLIGA EFTERBEHANDLINGSÅTGÄRDER

9.1 INLEDNING Utvärderingen och riskbedömningen i föregående kapitel (kap. 8) visar att någon form av efterbehandlingsåtgärder bedöms vara nödvändig med den planerade framtida mark-användningen. Om förorenade jordmassor inom undersökningsområdet i dagsläget trots detta inte bedöms utgöra någon allvarlig risk för människors hälsa och miljön, bör åtminstone ett relativt omfattande kontrollprogram upprättas. Syftet med ett sådant kontrollprogram skulle dels kunna vara att studera årstidsvariationer i det förorenings-läckage som sker från de förorenade jordmassorna, dels att fungera som en larmfunktion för eventuella framtida ökade läckage av föroreningar. Detta kontrollprogram skulle också kunna ge svar på hur läckaget av föroreningar från undersökningsområdet påverkar Bäljane å i förhållande till det eventuella läckage av föroreningar som sker från tidigare efterbehandlade markområden, år 1996, och befintliga deponier som anlades samma år. Ett nollalternativ med kontrollprogram beskrivs i kapitel 10.1.




Om föroreningarna inom undersökningsområdet bedöms utgöra en risk för människors hälsa och miljön som föranleder åtgärder, vilket riskbedömningen visar, finns det ett antal möjliga efterbehandlingsåtgärder. En grundprincip för de åtgärder som föreslås är att området efter utförda efterbehandlingsåtgärder skall kunna lämnas utan några behov av fortsatta aktiva åtgärder. Exempel på aktiva åtgärder kan t.ex. vara lakvatten-behandling. Förutom i de nyanlagda deponierna (1996) är den dominerande delen av föroreningarna i området i stort koncentrerade till delområde 2, 3 och 4, d.v.s. i anslutning till de områden där utfyllnad av avfalls- och restprodukter från Läderfabriken skett. I dessa delområden finns uppskattningsvis omkring 90 % av den påträffade förorenings-mängden inom undersökningsområdet för detta uppdrag. Halterna av främst metaller i dessa delområden är mycket höga. Utfyllnaden är relativt mäktig samt mycket in-homogen med flera olika typer av avfall blandade med varierande inslag av organiskt material (läderbitar m.m.). Påträffade föroreningar utanför delområdena 2, 3 och 4 bedöms vara mer lokala och utgörs till stora delar av sekundärt kontaminerade massor från olika spill och läckage från avloppsledningar med process- och spillvatten. Grundvattennivån inom undersökningsområdet ligger relativt djupt och de förorenade massorna ligger idag till övervägande delen över grundvattenytan. Den lösning som redan tillämpats i området (efterbehandlingsåtgärder år 1996) innebar att förorenade massor grävdes upp och deponerades i två nyanlagda deponier på plats, strax norr om aktuellt undersökningsområde. Dessa deponier försågs med en kvali-ficerade sluttäckning motsvarande befintliga krav för deponier för farligt avfall, d.v.s. en genomsläpplighet på mindre än 5 l/m2/år. De påträffade föroreningarna inom undersökningsområdet är huvudsakligen oorganiska och således ej destruerbara. En mindre del av föroreningen består dock av organiska föroreningar, t.ex. oljeföroreningar och PAH där destruktionsmetoder kan vara tänkbara vid en efterbehandling. De organiska föroreningarna ligger dock inbäddat i jordmassor med de oorganiska föroreningarna vilket gör att en destruktion av organiska föro-reningar inte medför någon fullständig behandlingslösning för dessa jordmassor. Detta innebär att en efterbehandling av förorenade jordmassor i området behöver göras med någon typ av immobilisering eller genom koncentrering av föroreningar från de föro-renade massorna. Oavsett behandlingsmetod måste ett slutförvar utformas, antingen lokalt (t.ex. en deponi på eller alldeles vid den plats där föroreningarna finns idag) eller på en extern deponi. I anslutning till undersökningsområdet finns, som nämnts, redan två befintliga deponier med kvalificerad sluttäckning anlagda år 1996 i samband med en efterbehandling av sedimentationsdammar och en spaltläderdeponi, se kapitel 5.5. De två befintliga deponierna har ingen bottentätning, vilket gör att behandlingsmetoden kan betecknas som en partiell inneslutning (endast sluttäckning – ingen bottentätning). Kostnaden för efterbehandlingsåtgärderna år 1996 uppgick till ungefär 3,5 Mkr. Den partiella inne-slutningen på en yta av ca 9 600 m2 föregicks av en schaktning där ca 18 000 ton kraftigt kromförorenade massor placerades i en kulle, som sedan sluttäcktes med dubbla tätskikt (geomembran och bentonit).




9.2 MÖJLIGA ÅTGÄRDER

9.2.1 INLEDNING Det finns tre huvudprinciper för efterbehandling av föroreningar i fast material.

• Immobiliseringsmetoder - t ex inneslutning och stabilisering (solidifiering) • Koncentrationsmetoder – t ex sortering, siktning, jordtvättning och

elektrokemi • Destruktionsmetoder - t ex förbränning och biologisk nedbrytning

Åtgärder kan generellt ske på plats (in-situ) utan uppgrävning eller efter uppgrävning på plats (on-site) eller på annan plats (off-site). Att gräva upp förorenade jordmassor och transportera dessa till annan plats t.ex. en deponi är och har i Sverige varit en mycket vanlig ”efterbehandlingsmetod”, som strikt sett är en immobiliseringsmetod på extern plats. Mot de behandlingsalternativ som mycket kort beskrivits ovan skall ställas ett eller flera alternativ som innebär att inga eller endast mycket begränsade åtgärder utförs för att minska risken för att påvisade föroreningar ska kunna medföra en negativ påverkan på människors hälsa och miljön (ett nollalternativ). Nedan beskrivs och diskuteras översiktligt ett antal möjliga efterbehandlingsåtgärder för aktuellt område. En grov bedömning av kostnader för olika typer av åtgärder görs också. Noteras bör att utöver kostnaderna för de specifika åtgärderna tillkommer kost-nader för eventuells åtgärdsförberedande undersökningar, projektering, upphandling, miljökontroll och eventuella skyddsåtgärder. Dessa kostnader bedöms kunna ligga inom intervallet 1-3 Mkr.

9.2.2 ÖVERTÄCKNING OCH KONTROLL (NOLLALTERNATIV) Detta alternativ skulle inte innebära någon praktisk skillnad i exponeringsrisk i för-hållande till den situation som råder i dagsläget. De praktiska åtgärder som skulle kunna vara aktuella vid detta alternativ skulle kunna vara en mycket enkel övertäckning av den markyta som finns inom undersökningsområdet. Eftersom inte riskerna för föroreningsspridning förändras med detta alternativ bör en relativt omfattande kontroll av föroreningsspridning utföras. Grundvattenrör till ett antal av ca 10-15 st bör utplaceras i området och en regelbunden provtagning bör utföras för att förändringar i föroreningsspridningen skall kunna upptäckas i tid. Detta alternativ innebär relativt små kostnader men dessa små kostnader återkommer varje år samtidigt som detta alternativ inte är en slutlig lösning på föroreningsproblemet. Risken för föroreningsspridning kanske är relativt liten idag men risken kan bli större i framtiden och då kan det bli aktuellt med mer omfattande efterbehandlingsåtgärder. Alternativet innebär att kostnaderna skjuts framåt i tiden. Den totala efterbehandlings-kostnader för detta alternativ kan därför bli större än om lämpliga åtgärder för en slutlig lösning utförs direkt.




9.2.3 IMMOBILISERINGSMETODER Vid immobilisering eftersträvas att försöka minimera utlakning av föroreningar från ett förorenat område eller material. I praktiken eftersträvas en minimering av vattenflödet genom området eller materialet. Immobilisering kan utföras genom att t ex kapsla in en förorening (för att skapa ett tätt ytskikt som förhindrar inläckage av vatten) eller genom att blanda in cement eller gips i materialet (för att förhindrar läckage genom materialet).

9.2.3.1 PARTIELL INNESLUTNING En liknande åtgärd, som den som tidigare utfördes, inom det nu aktuella undersök-ningsområdet (schaktning av ca 5 000 -7 000 ton jord och sluttäckning, motsvarande en farligt avfall deponi, på en ca 10 000 m2 stor yta) kombinerat med åtgärder för att sänka grundvattenytan inom de områden där förorenade jordmassor finns skulle idag innebära en kostnad på uppskattningsvis ca 7 - 9 Mkr. Förslagsvis skulle dessa åtgärder kunna utföras genom att förorenade massor utanför delområde 2, 3 och 4 schaktas upp och placeras i en långsmal kulle inom delområde 2, 3 och 4. Kullen som byggs upp utförs med största möjliga lutning för att möjliggöra god avrinning från ytan. På kullen med de förorenade jordmassorna görs därefter en kvali-ficerad sluttäckning, på liknande sätt som utförts på deponierna norr om undersöknings-området.

9.2.3.2 DEPONERING PÅ PLATS (TOTAL INNESLUTNING) Om de förorenade massorna grävs upp och läggs tillbaka i området i en total inneslut-ning (deponi utformad med både bottentätning och sluttäckning) bedöms det innebära en utförandekostnad för bottentätning och sluttäckning på mellan 10 och 15 Mkr. Denna åtgärd innebär dock, som alla andra efterbehandlingsåtgärder utom partiell inne-slutning, en fullständig urgrävning av de förorenade jord- och fyllnadsmassorna. Om den förorenade jordvolymen uppskattas till drygt ca 35 000 m3 (ca 55 000 ton), kommer jordvolymen efter en eventuell uppgrävning sannolikt att vara minst 45 000 m3. Till detta tillkommer dessutom urgrävning av rena massor (klass A). Kostnader för urgräv-ning uppgår troligen till omkring 30-40 kr/ton, vilket medför en kostnad på minst 1,5-2 Mkr bara för urgrävningen. Vid urgrävningen finns en risk för att de förorenade jordmassorna kommer att exponeras för människor och miljön på ett helt annat sätt än i dagsläget. Om uppgrävningen sker som en selektiv schaktning kommer schaktning att ta betydligt längre tid vilket medför en grävningskostnad på uppskattningsvis mellan 50-100 kr/ton. Enbart grävningen kommer då att innebära en kostnad på mellan 2,5 och 5 Mkr.

9.2.3.3 DEPONERING PÅ EXTERN DEPONI Deponering på extern deponi innebör förutom ovan nämnda urgrävning även transport till externa deponier. De relativt stora volymerna av förorenat material som finns inom undersökningsområdet och föroreningsnivån i detta material kan medför både omfatt-ande transporter och svårigheter att finna lokal deponier som kan eller får ta emot de förorenade jord- och fyllnadsmassorna.




Jord- och fyllnadsmassor i klass D (förorenings-nivåer överstigande RVFs acceptans-kriterier för massor som kan deponeras på deponi för icke farligt avfall) medför sannolikt att materialet behöver deponeras på deponi för farligt avfall eller att om-fattande koncentrations- och stabiliseringsmetoder (t ex jordtvätt och solidifiering) behöver utföras om materialet ska gå att deponera på en deponi för icke farligt avfall. Mängden farligt avfall (klass D) har uppskattats till mellan 20 000 och 25 000 ton och mängden icke farligt avfall (klass B och C) har uppskattats till mellan 26 000 och 37 000 ton. Kostnad för deponering av farligt avfall (t ex på SAKAB) uppskattas till ca 1 500 kr/ton. Till detta kommer en transportkostnad till SAKAB på ca 100 kr/ton. Kostnad för deponering av icke farligt avfall (t ex på Hyllstofta) uppskattas till ca 800 kr/ton. Totalkostnaden för deponering av förorenade jord- och fyllnadsmassor skulle vid detta förfarande uppgå till mellan 52 Mkr och 70 Mkr. Den totala mängden, ca 46 000 - 62 000 ton motsvarar ca 1 500 lastbilar med släp, vilket medför att enbart transporten av massorna kommer att innebära en stor belastning på miljön genom utsläpp av bl a växthusgaser. Om siktning och/eller jordtvättning (koncentrering av föroreningarna) är möjlig kan en reduktion av mängden farligt avfall utföras. Mängden farligt avfall (klass D) efter dessa åtgärder skulle kunna uppgå till ca 25 % av ursprungsföroreningen, dvs mellan 5 000 och 8 000 ton farligt avfall. Transport och deponering på SAKAB för dessa massor skulle uppgå till 8 – 13 Mkr. Mängden massor som utgörs av icke farligt avfall skulle efter behandlingsåtgärderna kunna uppskattningsvis till mellan 40 000 och 50 000 ton. Kostnaden för transport och deponering av dessa massor skulle kunna uppgå till 32 – 40 Mkr. Mängden ”rena” massor efter siktning och jordtvättning kan uppskattas till mellan 5 000 och 10 000 ton. Hyllstofta är ett första-handsval med hänsyn till avståndet och under förutsättning att anläggningen får ta emot aktuella massor. Ytterligare behandlingsåtgärder kan bli aktuella för att kunna deponera icke farligt avfall på Hyllstofta. Det skulle kunna vara tänkbart att immobilisering av massorna genom t ex stabilisering (solidifiering) kan erfordras. En sådan process kostar uppskattningsvis ca 1 200 kr/ton, vilket innebär en tillkommande kostnad på 48 – 60 Mkr för de siktade och jordtvättade massorna.




9.2.4 KONCENTRATIONSMETODER Koncentrationsmetoder kan användas både för att minska transportkostnader till extern deponi och för att minimera den mängd förorening som skall deponeras på en deponi. Koncentrationsmetoder kan således utföras både on-site och off-site. Siktning (torrsiktning) av förorenade massor kan kosta 100-250 kr/ton. Med en upp-skattad förorenad mängd på ca 46 000 – 62 000 ton innebär det en siktningskostnad på i storleksordningen ca 5 -16 Mkr. Jordtvätt kan troligen inte utföras för under 500 kr/ton, vilket motsvarar en kostnad av på minst 23 Mkr. Framför allt siktning men även i viss mån jordtvätt kräver att mass-orna är relativt torra vilket kan öka risken för föroreningsspridning genom damning. För det aktuella materialet kan sannolikt inte föroreningsmängden minskas genom jordtvätt till mindre än 25 % av totalt behandlad mängd. Mängdreduktionen genom jordtvätt i aktuellt fall är dock sannolikt mindre, gissningsvis mellan 25-40 % beroende på de olika massornas delvis ogynnsamma egenskaper. Den totala mängden koncentrerade föro-renade massor i klass D (farligt avfall) skulle därmed kunna bli som lägst ungefär 5 000 ton, sannolikt betydligt mer. Om ett lokalt slutförvar (deponi på plats) för uppgrävda förorenade jordmassor anordnas finns det mycket lite som motiverar att föroreningarna koncentreras genom t ex sort-ering, siktning eller jordtvättning med hänsyn till områdets planerade användning. Detta beroende på att koncentrationsprocesser innebär en betydande kostnad som bedöms bli ekonomiskt försvarbar först när det blir aktuellt att transportera de förorenade jord-massor till ett externt slutförvar (t.ex. deponi). Det är dessutom tveksamt om koncentra-tionsmetoder fungerar tillräckligt väl på stora delar av de massor som påträffats.

9.2.5 DESTRUKTIONSMETODER Eftersom föroreningarna i de påträffade jord- och fyllnadsmassorna i huvudsak utgörs av grundämnen i form av tungmetaller skulle en efterbehandling genom destruktion inte vara möjlig. Det går inte att destruera tungmetaller.




9.3 RISKVÄRDERING AV MÖJLIGA ÅTGÄRDER En bortgrävning och borttransport av samtliga förorenade massor inom undersök-ningsområdet skulle självfallet eliminera risken för negativ påverkan på människors hälsa och miljön i området. Detta alternativ innebär dock samtidigt en risk för miljö-påverkan vid urgrävning och transporter och ökad risk exponering mot människor i närområdet. Detta förfarande är dessutom mycket kostsamt, vilket framgår av tabell 9:1. Tabell 9:1. Uppskattade utförandekostnader för redovisade efterbehandlingsalternativ (Mkr).

Utförande Schakt Sikt/ tvätt

Tätn / slutt.

Deponikostn. V

Solid Totalt

Övertäckning/kontroll II 3 - 4

Partiell inneslutning (sluttäckning)

1-2 6-7 V 7 - 9

Deponi på plats ( bottentätning och sluttäckning (exkl. behandling)

1,5-2

10 - 15 12 - 20

Externdeponi exkl. siktning / jordtvätt (SAKAB o Hyllstofta)

(2,5-5) I 5-16 III > 23 IV

52 - 70 60 - 100

Externdeponi inkl. siktning / jordtvätt (SAKAB o Hyllstofta)

(2,5-5) I 5-16 III > 23 IV

40 - 53 48 - 60 50 - 70 100-130

VI I) Selektivt förfarande II) Beräknat på en 20-års period III) Siktning (55 000 ton) IV) Jordtvätt (55 000 ton) V) Inklusive grundvattendränering, utförandekontroll, upphandling, mm VI) Inklusive solidifiering I nuläget finns två befintliga deponier och ett efterbehandlat område norr om undersök-ningsområdet. Åtgärdskraven vid efterbehandlingen som utfördes 1996 låg något över MKM-riktvärdet, vilket i dagsläget inte stämmer överens med planerad markanvänd-ning (parkmark/naturområde). En viss kvarstående exponeringsrisk för människa och en viss belastning på ekosystemen i och vid Bäljane å från dessa delar kan således finnas idag. Med hänsyn till ovanstående, nuvarande bild av föroreningsspridningen från det undersökta området och ovannämnda risker vid en urgrävning bedöms en fullständig inneslutning inte vara motiverad eller lämplig ur miljö- eller kostnadssynpunkt. En partiell inneslutning (sluttäckning) bedöms vara den totalt sett bästa lösningen.




10 ÅTGÄRDSFÖRSLAG

10.1 INLEDNING

Utifrån utförd riskbedömning respektive utförd riskvärdering bedöms att ett val finns mellan två alternativ, dels ett nollalternativ och dels en partiell inneslutning. Båda alternativen beskrivs närmare nedan vad det gäller teknik, miljö och ekonomi.

10.2 ÖVERTÄCKNING, KONTROLL (NOLLALTERNATIV)

10.2.1 TEKNIK

Ett nollalternativ innebär i princip att inga åtgärder vidtas förutom en eventuell kontroll av föroreningsspridningen. Den planerade framtida markanvändningen innebär troligen att området utgörs av parkmark eller naturområde. I ett sådant scenario kan befintliga byggnader antas ha avlägsnats och en enkel avjämning har gjorts av marken inom undersökningsområdet. För att minimera den akuta risken för direktexponering och ekotoxiska effekter genom växtupptag krävs även som ett nollalternativ ett fysiskt skydd genom en övertäckning med en mäktighet på minst 0,7 –1 m vilken sås med gräs för att eliminera erosion. Vid detta alternativ bör ett relativt omfattande kontrollprogram tillämpas. Detta program bör inledningsvis omfatta en regelbunden provtagning av grundvatten i ett antal rör inom området (storleksordningen 10-15 st) och i minst ett par punkter i Bäljane å. Realiseras detta alternativ bör inledningsvis ett detaljerat kontrollprogram med avseende på kontrollpunkter, provtagningsfrekvens och analyserade parametrar utarbetas och stämmas av med tillsynsmyndigheter. Vidare behöver befintliga rör kompletteras med ett antal nya rör.

10.2.2 MILJÖ

I dagsläget förefaller läckaget av föroreningar via grundvattnet till Bäljane å enbart utgöra en relativt liten till måttlig risk för miljön i ån. Nollalternativet, med en rivning av fabriksbyggnaderna och eventuell borttagning av hårdgjorda ytor, innebär dock att grundvattenbildningen i området ökar i sin tur, vilket innebär en risk för ökad utlakning av föroreningar. Inte bara genom ökad infiltration av regnvatten utan också på grund av en höjning av grundvattennivåerna i området kan medföra att fyllningsmassorna får en bättre kontakt med grundvattenförande lager. Riskerna för ett ökat läckage på lång sikt, i storleksordningen 50-100 år, är mycket svåra att bedöma. Redox-förhållandena i de befintliga deponierna kan förändras som innebär ett ökat läckage av föroreningar. En närmast fullständig nedbrytning av det organiska materialet i fyllnadsmassorna kan också medföra ett betydligt ökat utläckage.




På grund av de långsiktiga riskerna och systemets tröghet, vad det gäller bl.a. ned-brytning, mobilisering och spridning, är det viktigt att föreslaget kontrollprogram fort-går i tillräcklig omfattning på obestämd tid. Härigenom kan ett eventuellt ökat utläckage av föroreningar i framtiden tidigt påvisas och eventuella åtgärder vidtas innan effekter på människors hälsa och miljön blir allvarliga. Det kan inte uteslutas att de åtgärder som då kan vara aktuella kan bli mycket omfattande och kostsamma. Långsiktigt är troligen detta alternativ inte acceptabelt.

10.2.3 EKONOMI

Detta alternativ medför inga stora kostnader som kan relateras till aktiva åtgärder för att begränsa ett utläckage av föroreningar. Det relativt omfattande kontrollprogram som behöver tillämpas innebär en kostnad som räknat per år är relativt sett liten, men som sett över flera tiotals år inte är helt obetydlig. Ett lämpligt kontrollprogram, motsvarande ca 4-5 mätningar per år i 10-15 grundvattenrör, några sedimentprover och 5-6 ytvatten, skulle sannolikt kunna medföra kostnader på mellan 0,15-0,20 Mkr/år.

10.3 PARTIELL INNESLUTNING PÅ PLATS

10.3.1 TEKNIK Om en kvalificerad sluttäckning (enligt figur 5.1) utförs begränsas grundvatten-bildningen och därmed infiltrationen av regnvatten. Utläckaget i den omättade zonen, där merparten av föroreningarna finns, kommer då också att begränsas. Ett preliminärt förslag till förfarande är följande. Förorenade massor inom fabriksområdet (delområde 6 och 7) och nordväst om fabriken i slänten ner mot Bäljane å (delområde 5) flyttas till de delar där föroreningar med en större mäktighet än 2 m påträffats (delområde 2, 3 och 4). Förorenat rivningsmaterial från byggnader kan eventuellt också placeras här. För att inte försvåra eventuella framtida åtgärder bör förslagsvis det förorenade rivningsmaterialet placeras i direkt anslutning till de förorenade jord- och fyllnadsmassor och inte ovanpå. Massorna modelleras till en långsträckt höjdrygg som därefter sluttäcks, se bilaga 16:1. Arean på den i bilaga 16:1 föreslagna övertäckningen är ca 10.000 m2. Vid stora mängder förorenat rivningsmaterial kan övertäckning behöva utföras på en stora yta. Sluttäckningen föreslås utformas så att gällande krav för en deponi för farligt avfall, motsvarande en högsta lakvattenbildning på 5 mm/år, uppfylls. Modelleras höjdryggen på rätt sätt bedöms preliminärt en sluttäckning med ett enkelt tätskikt av bentonit vara tillräckligt. Någon HDPE-duk som användes vid sluttäckningen år 1996, se figur 5.1, anses inte nödvändig för att uppnå de krav som ställs på en sluttäckning för en ”farligt avfall-deponi”. Om detta kombineras med en selektiv schaktning av de förorenade massor som finns inom framför allt delområde 5 och 6, bedömer vi att över 95 % av de påträffade föro-reningarna kan ges ett effektivt lakvattenbegränsande skydd. På detta vis sker enbart en begränsad schaktning i förorenat jordmaterial.




För att begränsa de djupare liggande föroreningsmassornas kontakt med den mättade grundvattenzonen kan eventuellt en grundvattenavskärmande dränering / tätskärm anläggas, se förslag i bilaga 16:2. En sådan åtgärd behöver dock studeras ytterligare så att inga oönskade effekter uppkommer och kan troligen bli relativt kostsam då grund-vattenytan ställvis ligger ca 4,5-5,0 meter under markytan. En grundvattensänkande åtgärd skulle troligtvis medföra ett ökat skydd även för deponierna från 1996. Genom selektiv schaktning från område 5, 6 och 7 kommer totalt ungefär 5 000 – 7 000 ton förorenade massor att flyttas till det område där de största föroreningsmängderna påträffats inom undersökningsområdet. Mängden föroreningar i de massor som flyttas bedöms visserligen vara relativt måttlig, men trots detta får åtgärden anses vara motiv-erad då dessa föroreningar ligger ganska ytligt och föroreningshalterna ställvis kan vara mycket höga.

10.3.2 MILJÖ Åtgärdernas positiva miljöeffekter är framförallt:

• En bestående kraftigt minskad föroreningsspridning från den omättade zonen till grundvattnet och sannolikt till området vid Bäljane å genom en minskad lakvattenbildning

• Huvuddelen av de påträffande föroreningarna kommer inte att vara direkt exponerbara för djur och människor

Föreslagna åtgärder kan medföra mer eller mindre reducerande förhållanden i massorna under en sluttäckning, vilket kan leda till mer eller mindre förändrade kemiska för-hållanden. Detta kan ur miljösynpunkt innebära att mer gynnsamma förhållanden med avseende på krom skapas men ev. något ogynnsammare förhållanden med avseende på arsenik. Krom är emellertid den i mängd helt dominerande föroreningen. Eftersom in-filtrationen av vatten genom massorna kommer att förändras till ett minimum vid en sluttäckning blir förutsättningarna för spridning av arsenik sannolikt ytterst begränsade även vid reducerade förhållanden. Dessutom kommer inte förorenade massor att ligga i kontakt med grundvattnet, vilket kan vara aktuellt i de deponier som utfördes 1996. Bedömningarna av miljöeffekter bygger på att markanvändningen efter utförd efterbehandling blir den planerade och att inga okontrollerade markarbeten tillåts bli utförda.

10.3.3 EKONOMI Kostnaden för detta alternativ uppskattas till 7 – 9 Mkr. I denna ingår:

• Schaktning (5 000 – 7 000 ton) 1 - 2 Mkr • Sluttäckning 4 - 5 Mkr

Kostnader för eventuell grundvattenavskärmande dränering tillkommer. Kostnaden för en sådan åtgärd är svår att bedöma men bedöms uppgå till 0,3-0,5 Mkr. Utöver utförandekostnaderna ovan tillkommer kostnader för utförandekontroll inkl. upphandling samt kontrollrapport, vilket preliminärt uppskattas till i storleksordningen 0,4 –0,6 Mkr. Vidare tillkommer en begränsad (relativt nollalternativet) löpande kont-roll av främst grundvatten för att försäkra sig om att åtgärderna får förväntad positiv




effekt, vilken preliminärt skulle kunna motsvara en årlig kostnad på 0,1 Mkr under 10 år.

10.4 ÅTGÄRDSFÖRSLAG - BYGGNADER OCH LEDNINGSNÄT

10.4.1 ÅTGÄRDSUNDERSÖKNINGAR FÖRE RIVNING Enligt kommunens funderingar kan området i framtiden vara parkmark. Detta medför att stora delar av fd Läderfabriken behöver rivas. Före rivning bör en noggrann under-sökning av föroreningsinnehållet i byggnaderna utföras. XRF-mätningar och labora-torieanalyser på byggnadsdelar (såväl på ytskikt som på borrkärnor) bör göras för att klargöra hur förorenad byggnaderna är och till vilket djup ner i betongen (ev. in i tegelväggarna) som föroreningar finns. En sådan undersökning kan göras i samband med att en inventering av byggnadens in-gående delar utförs. Denna inventering ger förutsättningar för att kunna upprätta en riv-ningsplan för Läderfabriken, vilket är en nödvändighet och ett generellt krav för att en rivning skall kunna utföras på ett miljöriktigt sätt.

10.4.2 RIVNING AV BYGGNADER OCH LEDNINGSNÄT Förslagsvis rivs hela Läderfabriken förutom kontorsdelen i sydost. Ledningsnätet med ställvis höga föroreningshalter i sediment bör också tas upp vid rivningen liksom allt annat fyllningsmaterial under byggnaden som misstänkts kunna innehålla föroreningar. I princip allt fyllningsmaterial bör transporteras bort från området under nuvarande fabriksbyggnader för att minimera risken för att förorenad jord lämnas kvar på platsen. Förorenat byggnadsmaterial och fyllnadsmaterial från ledningsschakter samt avlopps-ledningar med förorenade sediment borde med fördel kunna placeras inom delområde 2, 3 och 4, alldeles intill de förorenade jord- och fyllnadsmassorna, för att sedan ingå i föreslagen sluttäckning av förorenade fyllnadsmassor (den partiella inneslutningen). Rivningen bör utföras som en selektiv rivning där farlig avfall och annat material som inte utgör själva stommen i byggnaderna bör tas ut ur huset innan en rivning av bygg-nadsstommen utförs. Byggnadsstommen bedöms bestå av material som tegel, betong och i viss mån träbalkar och stålbalkar. När den selektiva rivningen är klar kan en tradi-tionell rivning av byggnadsstommen utföras då allt rivs ner med t ex grävmaskin. Viss sortering av ingående material i byggnadsstommen bör dock utföras för att i möjligaste mån få en så ren avfallsprodukt som möjligt. Teglet i byggnaderna kan vara eftertraktat.

10.4.3 ÅTGÄRDSUNDERSÖKNINGAR EFTER RIVNING När rivningen är utförd bör en detaljerad undersökning av jordlager under främst de norra byggnaderna utföras (delområde 6) för att försöka finna källan till det påträffade kromförorenade grundvatten som läcker in i Höganäsledningen. Denna undersökning kan även utföras i samband med att förorenade fyllningsmassor schaktas bort och läggs i det område som förslagsvis efterbehandlas genom en partiell inneslutning.




10.5 REKOMMENDATION Baserat på befintligt underlag och ovanstående åtgärdsförslag är vår sammantagna bedömning att alternativet med partiell inneslutning är det miljömässigt, ekonomiskt och tekniskt sett bästa alternativet.

11 FÖRSLAG TILL KOMPLETTERANDE UNDERSÖKNINGAR Baserat på resultatet av denna undersökning och föreslagna åtgärdsalternativ kan det bli aktuellt med ytterligare undersökningar/åtgärder enligt följande: Kompletterande provtagning av grundvatten (installation av nya grundvattenrör)

för att kunna utföra en fördjupad riskbedömning och framtagande av platsspecifika riktvärden.

Kompletterande undersökning av grundvatten mellan undersökningsområdet och Bäljane å för att få en bättre bild av föroreningsspridningen och för att kunna utföra en fördjupad riskbedömning och framtagande av platsspecifika riktvärden.

Kontroll av grundvattennivåer även i befintliga deponier för att undersöka om det finns kontakt mellan förorenade massor och grundvattnet. Kontroll av lakvatten från befintliga deponier.

Kontrollprogram för kontroll av grundvatten (enligt ovan) samt ytvatten och sediment i sedimentationsdammar enligt tidigare kontrollprogram. För att få en tillräckligt stort dataunderlag för att kunna göra en fördjupad riskbedömning och framtagande av platsspecifika riktvärden.

Geoteknisk undersökning med avseende på stabilitet kan krävas för att kont-rollera stabiliteten om en deponi i form av en partiell inneslutning upprättas på plats.

Provtagning av bottensediment eller bottenfaunaundersökningar i Bäljane å för att få en dagsaktuell uppfattning om föroreningssituationen i ån och den på-verkan som sediment eller eventuellt utläckande förorenat grundvatten medför för påverkan på livet i vattendraget.

11.1 ÖVERVAKNING / KONTROLL Vid en rivning och efterbehandling av området måste övervakning och kontroll utföras för att säkerställa att ingen oacceptabel negativ påverkan på människors hälsa och miljön blir aktuell både vid rivning, schaktning och efter utförda åtgärder. Exempelvis bör kontroll av damning vid rivning och schaktning utföras. Inför arbeten i området bör en särskild hälso- och säkerhetsplan upprättas. Vidare bör en grundvattenkontroll nedströms deponier utföras för att säkerställa att utförda åtgärder fått de effekter som eftersträvats.

Documents

021203 Slutlig Rapport - klippan.se...4.5 topografi och geologi 17 5 historik: klippans lÄderfabrik 17 5.1 verksamhet / processer 18 5.2 byggnader 19 5.3 dag- och spillvattenledningar