Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn ... - Länsstyrelserna

Riskbedömning 

- Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn, Mörbylånga kommun - 

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

FÖRORD 

Denna rapport är en del av Huvudstudien i Projekt Degerhamn. 

Öländsk alunskiffer innehåller bland annat organiskt material och sulfidmineral, bestående av metaller 

och svavel. Vid vittring av skiffern och under påverkan av luftens syre bryts de organiska ämnena 

sönder och sulfiderna oxideras så att de tidigare fastlagda metallerna kan frisättas och kan börja spridas 

till omgivningen. 

Den naturliga vittringen av skiffern har ytterligare påskyndats genom att den brutits och bränts. Alunskifferhanteringen 

bedrevs i Degerhamn från 1720 talet fram till slutet av 1800-talet och verksamheten 

har lämnat efter sig stora mängder avfallsmassor, s.k. rödfyr från landborgskanten och ner till Kalmarsund. 

Denna rödfyr är kemiskt att likna vid sulfidhaltigt gruvavfall. 

Länsstyrelsen Kalmar län genomför under 2003 och 2004 projekt Degerhamn med bidragsmedel från 

Naturvårdsverket. Syftet med projektet är att inom ramen för en huvudstudie avgöra om föroreningssituationen 

i området föranleder efterbehandlingsåtgärder. Under huvudstudieskedet genomförs därför 

omfattande undersökningar av förekomsten och spridningen av främst tungmetaller från rödfyr och 

alunskiffer. 

Skifferhanteringens lämningar i Degerhamn är av intresse även för kulturmiljövården. Områdets kulturhistoriska 

värden och hur de skulle kunna påverkas vid en eventuell åtgärd för att minska föroreningsspridningen 

utreds därför också. 

Undersökningarna genomförs enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual för efterbehandling av förorenade 

områden. På uppdrag av miljöenheten vid Länsstyrelsen utförs undersökningarna och utredningarna 

av Envipro Miljöteknik AB, Högskolan i Kalmar och Kalmar läns museum. I projektet deltar 

också Mörbylånga kommun, Cementa, och kulturmiljöfunktionen vid Länsstyrelsen. 

2004:01 – Kulturhistorisk utredning 

2005:02 – Metodik, provtagning och analyser 

2005:03 – Inventering av rödfyr och alunskiffer 

2005:04 – Karaktärisering av rödfyr och alunskiffer 

2005:05 – Grund- och ytvattenanalyser 

2005:06 – Geohydrologisk utredning 

2005:07 – Massbalanser och spridning 

2005:08 – Riskbedömning 

2005:09 – Åtgärdsutredning 

2005:10 – Ansvarsutredning 

Sammanfattande Huvudstudierapport 

Riskvärdering 

Projekt Degerhamn rapport 2005:08 

1

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 

1. INLEDNING................................................................................................................................................. 3 

2. SYFTE........................................................................................................................................................... 3 

3. METODIK.................................................................................................................................................... 3 

4. FÖRORENINGSKÄLLOR – IDAG OCH I FRAMTIDEN..................................................................... 4 

4.1 ALLMÄNT............................................................................................................................................... 4 

4.2 BESKRIVNING AV FÖRORENINGAR OCH FÖREKOMSTSÄTT ...................................................................... 7 

4.3 BESKRIVNING AV KÄLLTERMER ........................................................................................................... 10 

4.4 LÄCKAGE FRÅN KÄLLAN – BESKRIVNING AV HUVUDSAKLIGA MEKANISMER....................................... 12 

4.5 KÄLLBARRIÄRER – NATURLIGA MEKANISMER SOM FÖRHINDRAR TRANSPORT FRÅN KÄLLAN ............. 14 

5. NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR ................................................................... 15 

5.1 BESKRIVNING AV TRANSPORTVÄGAR................................................................................................... 15 

5.2 SPRIDNING FRÅN KÄLLAN – RÖDFYR OCH ALUNSKIFFER ...................................................................... 16 

5.3 TRANSPORTBARRIÄRER........................................................................................................................ 17 

6. SKYDDSOBJEKT ..................................................................................................................................... 17 

6.1 BESKRIVNING AV SKYDDSOBJEKT ........................................................................................................ 17 

6.2 EXPONERINGSVÄGAR ........................................................................................................................... 18 

6.2.1 Allmänt............................................................................................................................................ 18 

6.2.2 Metod och modell för platsspecifik bedömning............................................................................... 18 

6.2.3 Antaganden och beräkningar .......................................................................................................... 19 

6.2.4 Strålning -radon.............................................................................................................................. 29 

6.2.5 Transport av föroreningar till huvudrecipienten – Kalmarsund..................................................... 29 

6.2.6 Sammanfattning av resultat............................................................................................................. 31 

7. KONSEKVENSER IDAG OCH I FRAMTIDEN ................................................................................... 32 

7.1 KONSEKVENSER IDAG - RÖDFYR........................................................................................................... 32 

7.2 KONSEKVENSER I FRAMTIDEN – RÖDFYR.............................................................................................. 32 

7.2.1 Kemiska aspekter och nya exponeringsvägar ................................................................................. 32 

7.2.2 Övriga konsekvenser – Tänkbara scenarion ................................................................................... 33 

8. SAMLAD RISKBEDÖMNING ................................................................................................................ 35 

8.1 BEDÖMNING AV NUVARANDE MILJÖ- OCH HÄLSORISKER ..................................................................... 35 

8.2 RISKREDUKTION – NÖDVÄNDIG OCH MOTIVERAD REDUKTION FÖR RÖDFYREN.................................... 36 

8.3 FÖRSLAG PÅ ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL......................................................................................... 36 

9. REFERENSER........................................................................................................................................... 39 


2

1. INLEDNING 

Projekt Degerhamn med huvudstudiearbetet som syfte startade i september 2003. Fältarbetena inleddes 

i oktober samma år och avslutades i augusti 2004. Omfattningen av undersökningarna har utformats 

av projektgruppen som bestått av: Anders Svensson, Länsstyrelsen, Henning Holmström, Envipro 

miljöteknik AB, Bo Bergbäck och Helena Falk, Högskolan i Kalmar samt Mats Lindahl och Liselotte 

Eriksson, Mörbylånga kommun. Fältarbetena inom projekt Degerhamn har organiserats av delprojekt 

Miljökontroll som bemannats av Helena Falk vid Högskolan i Kalmar. Upprättande av undersökningsprogram 

har gjorts i projektgruppen med ansvar hos delprojekt Geoteknik som bemannats 

med Henning Holmström, Envipro Miljöteknik AB. 

I arbetet med framtagandet av denna rapport har främst Henning Holmström och Ulrika Nilsson, båda 

på Envipro Miljöteknik AB, medverkat. 

2. SYFTE 

Syftet med rapporten är belysa hela riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn. I detta arbete ingår att 

belysa hela kedjan av processer som sker från frigörelsen av föroreningar vid källan, de processer som 

sker i mark och vatten från källan på väg till skyddsobjekten. 

Halter, masstransporter, processer och därmed förknippade risker ska även sättas i relation till de risker 

som finns naturligt i området p.g.a. den naturliga bakgrunden. Målet är således att slutligen göra en 

helhetsbedömning av riskerna idag och framgent samt bedöma vilken grad av riskreduktion som krävs 

d.v.s. bedöma hur mycket riskerna behöver reduceras för att undvika skador på miljö- och hälsa idag 

och framgent samt för att i övrigt uppfylla lokala, regionala samt nationella miljömål. 

Fokus för riskbedömningen ligger på rödfyren och rödfyrsproblematiken d.v.s. någon egentlig riskbedömning 

avseende alunskiffer eller naturliga jordar på Öland görs inte i denna rapport. 

3. METODIK 

Riskbedömningen för rödfyren i Degerhamn har gjorts enligt en den s.k. Kalmarmodellen som sammanfattas 

i figur 1. Modellen följer Naturvårdsverkets MIFO-modell (Naturvårdsverket, 1999a) där 

hänsyn tas till olika föroreningar, mängder, spridningsrisker, skyddsvärden m.m. Den använda modellen 

är något mer precis i sin utformning eftersom den syftar till en större processförståelse över hur 

föroreningarna omsätts i systemet d.v.s. belysa hela riskperspektivet. 

Allmänt kan det sägas att en genomlysning görs av hur föroreningskällan beter sig idag och den framtida 

potentialen. Det undersöks vilka föroreningar som är aktuella, vilka som kan innebära risker samt 

de mekanismer som styr frigörelsen t.ex. oxidation av sulfider, upplösning av mineral m.m.. Det studeras 

hur dessa föroreningar sprids, d.v.s. läckaget i olika medier som grundvatten, ytvatten och damning 

m.m.. De eventuella naturliga källbarriärer som finns identifieras. Dessa kan utgöras av immobilisering 

genom olika sorptionsprocesser eller andra processer och mekanismer som reglerar transporten av 

föroreningar från källan. Transportvägarna identifieras, inte bara de aktuella, utan även eventuella 

framtida transportvägar bedöms. Även här studeras vilka mekanismer som är aktuella och styr ämnenas 

vidare transport mot skyddsobjektet, mekanismer vilka även kan kallas naturliga transportbarriärer. 

Även specialfall d.v.s. där ingen spridning sker utan direktexponering är möjlig utreds. De 

skyddsobjekt som är aktuella att skydda från miljö- och hälsorisker, och inte minst från generell belastning 

identifieras. Spridningen till de aktuella skyddsobjekten kvantifieras och sätts i relation till 


3

spridningen från den aktuella bakgrunden d.v.s. bakgrundspridningen. Exponeringsriskerna samt eventuella 

naturliga skyddsbarriärer identifieras, analyseras och bedöms. All denna information sammanställs 

till en slutlig riskbedömning för området och de huvudsakliga föroreningskällor som finns. 

Riskbedömning vid spridning 

Föroreningskällor 

Transportvägar 

Skyddsobjekt 

läckage 

spridning 

exponering 

Källbarriärer 

Transportbarriärer 

Skyddsbarriärer 

Figur 1. Redovisning av generell modell för riskbedömning enligt Kalmarmodellen (Källa: Länsstyrelsen i Kalmar 

län, 2004). 

4. FÖRORENINGSKÄLLOR – IDAG OCH I FRAMTIDEN 

4.1 Allmänt 

Rödfyren i Degerhamnområdet finns beskriven och karaktäriserad med avseende på totalinnehåll, 

lakbarhet och vittringsegenskaper i rapporten ”Karaktärisering av rödfyr och den naturliga omgivningen 

i Degerhamn, Mörbylånga kommun, Undersökning av halter, vittringsbenägenhet och lakegenskaper” 

Projekt Degerhamn Rapport 2005:04. 

De föroreningar (spårelement) som förekommer i de högsta halterna i rödfyren inom området är huvudsakligen 

arsenik, barium, kadmium, molybden, uran och vanadin (se tabell 1). Arsenikhalterna 

ligger omkring 100 mg/kg TS. Halterna av dessa element ligger dock generellt i nivå med bakgrundshalterna 

i bergrunden i området (d.v.s. alunskiffern), tabell 2. Halterna ligger dock högre jämfört med 

den naturliga jordmånen i området. Arsenikhalten i rödfyren är t.ex. mellan 8-25 ggr högre. Jämförelser 

mellan innehållet av arsenik, barium, kadmium och uran i rödfyren i de olika delområdena i Degerhamn, 

ovittrad alunskiffer och naturlig jordmån presenteras i figur 2. 


4

Tabell 1. Sammanställda halter för ytliga och djupa prover för rödfyren i hela Degerhamnsområdet. De beräknade 

halterna kan anses som generella halter. < anger värde under detektionsgräns. 

Rödfyr i Degerhamn 

Ytligt 

Djupt 

(15 prov) (38 prov) 

Alla 

(53 prov) 

Ämne Enhet Medel std.av. Medel std.av. Medel std.av. 

LOI % TS 11,8 ±6,0 11,6 ±6,3 11,5 ±5,8 

SiO 2 % TS 46,3 ±6,6 42,1 ±16,0 42,1 ±13,7 

Al 2 O 3 % TS 12,5 ±2,0 10,8 ±3,7 11,1 ±3,3 

CaO % TS 7,22 ±5,37 12,2 ±15,62 11,8 ±13,39 

Fe 2 O 3 % TS 12,1 ±2,6 11,4 ±4,9 11,4 ±4,19 

K 2 O % TS 3,91 ±0,52 3,66 ±1,41 3,71 ±1,22 

MgO % TS 0,87 ±0,166 0,91 ±0,260 0,94 ±0,24 

MnO % TS 0,068 ±0,057 0,055 ±0,034 0,057 ±0,031 

Na 2 O % TS 0,203 ±0,088 0,19 ±0,090 0,18 ±0,08 

P 2 O 5 % TS 0,37 ±0,238 0,30 ±0,26 0,32 ±0,231 

TiO 2 % TS 0,699 ±0,125 0,62 ±0,22 0,63 ±0,189 

As mg/kg TS 122 ±40 107 ±54 109 ±50 

Ba mg/kg TS 1596 ±1006 1140 ±814 1210 ±799 

Be mg/kg TS 4,04 ±0,48 3,78 ±0,86 3,9 ±0,78 

Cd mg/kg TS 2,43 ±2,50 1,79 ±1,84 2,22 ±2,43 

Co mg/kg TS 14,8 ±7,0 15,5 ±9,8 16,6 ±8,8 

Cr mg/kg TS 95,9 ±21,9 98,7 ±27,6 99,4 ±27,0 

Cu mg/kg TS 97,4 ±36,8 87 ±45,4 90,4 ±42,1 

Hg mg/kg TS 0,17 ±0,118 0,12 ±0,101 0,13 ±0,102 

La mg/kg TS 38,9 ±9,3 34,9 ±8,2 35,7 ±7,5 

Mo mg/kg TS 120 ±36 120 ±40,9 123 ±38 

Nb mg/kg TS 12 ±2,7 11,7 ±2,7 11,7 ±2,4 

Ni mg/kg TS 65,5 ±48,3 49,2 ±29,1 57,6 ±35,4 

Pb mg/kg TS 70,1 ±120,3 33,5 ±51,6 29,7 ±44,3 

S mg/kg TS 7520 ±4074 26970 ±12029 25270 ±12081 

Sc mg/kg TS 12,4 ±1,74 11,1 ±3,7 11,2 ±3,1 

Sn mg/kg TS

Tabell 2. Analyserade totalhalter i alunskiffer samt naturlig mark.< anger värde under detektionsgräns. 

Vittrad 

naturlig 

medel±std.av. 

Ovittrad 

naturlig 

medel±std.av. 

SKR 18 

0.2 – 1 

(grus/sand) 

SKR 21 

0.5 – 1 

(Grus) 

Ämne Enhet (3 prov) (2 prov) 

TS % 96,5±2,0 98,7±0,1 99,4 98,7 

LOI % TS 17,8±1,7 19,3±1,0 3,1 5,9 

SiO 2 % TS 52,1±1,2 48,9±0,7 93 74,2 

Al 2 O 3 % TS 15,2±0,0 15,1±0,1 4,43 4,76 

CaO % TS 0,40±0,32 0,39±0,02 0,386 0,925 

Fe 2 O 3 % TS 4,62±0,65 5,65±0,95 2,27 1,45 

K 2 O % TS 5,49±0,30 5,22±0,03 1,01 1,52 

MgO % TS 1,31±0,20 1,65±0,03 0,188 0,215 

MnO % TS 0,01±0,0 0,02±0,0 0,0452 0,0146 

Na 2 O % TS 0,15±0,0 0,16±0,0 0,223 0,54 

P 2 O 5 % TS 0,15±0,0 0,17±0,0 0,139 0,0995 

TiO 2 % TS 0,85±0,02 0,81±0,0 0,351 0,248 

As mg/kg TS 65,1±7,0 128±88 13,2 4,21 

Ba mg/kg TS 783±79 752±9 168 207 

Be mg/kg TS 3,70±0,22 4,29±0,45

As 

Ba 

mg/kg TS 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

mg/kg TS 

1600 

1400 

1200 

1000 

800 

600 

400 

200 

0 

Delområde 3 

Delområde 2 

Delområde 1 

Ovittrad skiffer 

Delområde 4 

Jordmån 

Delområde 3 

Delområde 2 

Delområde 1 


Delområde 4 

Jordmån 

Cd 

U 

mg/kg TS 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

mg/kg TS 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

Delområde 1 

Delområde 2 

Delområde 3 

Delområde 4 


Jordmån 

Delområde 2 

Delområde 1 

Delområde 4 

Delområde 3 


Jordmån 

Figur 2. Medelhalter för arsenik, barium, kadmium och uran för de olika delområdena i Degerhamn där rödfyr 

finns upplagt jämfört med den naturliga bakgrunden. 

4.2 Beskrivning av föroreningar och förekomstsätt 

I rödfyren förekommer flera olika element. Ursprunget är alunskiffern och kalkstenen. Föreningar med 

arsenik, kadmium och uran bedöms ha mycket hög farlighet till följd av att ämnena är giftigt respektive 

mycket giftigt enligt Kemikalieinspektionens klassificeringslista. Vanadin och molybden bedöms 

ha hög farlighet. Ämnen som kobolt, koppar, krom, nickel, bly och zink förekommer också i rödfyren, 

men i låga halter. 

Nedan följer en kort genomgång av de huvudsakliga riskelementens aktuella egenskaper och förekomstsätt 

i rödfyr och alunskiffer: 

Arsenik 

Arsenik är ämne som förekommer naturligt i jordskorpan och under naturliga förhållanden bildar oorganiska 

föreningar tillsammans med syre, klor och svavel. I djur och växter bildar arsenik tillsammans 

med kol och väte organiska föreningar. Halten i rödfyren i Degerhamn ligger på cirka 108 mg/kg TS, 

varav huvuddelen sorberat till karbonater och järnoxidhydroxider och mellan 8-24 % bundet huvudsakligen 

i sulfider. Halten i alunskiffer ligger på mellan 65-128 mg/kg TS varav 30-80 % i sulfider. 

För människor är risken att utsättas för exponering av elementet i fråga störst vid intag av föda och 

dryck eller genom andning. Exponering sker även vid boende i områden med naturligt höga halter av 

arsenik i berggrunden, vilket även är fallet i Degerhamn (alunskiffern). Många arsenikinnehållande 

föreningar är vattenlösliga och tas snabbt upp av kroppen. Absorptionen av arsenik genom huden är 

liten, varför bad och handtvätt inte är förenat med någon fara för hälsan. Den största hälsorisken, förknippat 

med arsenik, är generellt genom intag av dricksvatten. 


7

Oorganisk arsenik är humant cancerogen och vid långtidsexponering av arsenik kan cancer uppkomma, 

till exempel i lungorna, njurarna och på huden. Symptom som kan uppkomma vid intag av höga 

halter oorganisk arsenik är kräkningar, minskad produktion av röda och vita blodkroppar, onormal 

hjärtrytm och blodkärlsskador. Inandning av höga halter oorganisk arsenik kan ge inflammerad hals 

och irriterade lungor. Arsenik är en kumulativ substans som endast långsamt lämnar kroppen genom 

urin, hår, naglar och hud (Karim, 2000). Organisk arsenik är mindre toxiskt än oorganisk, men vissa 

organiska arsenikföreningar kan vid långtidsexponering ge liknande symptom som de oorganiska. 

Trevärd arsenik (As(III)) anses vara mer toxiskt än femvärd arsenik (As(V)). Att oxidera upp arsenik 

kan således vara en metod för att minska toxiciteten (Kim och Nriagu, 2000). 

P.g.a. rödfyrens natur (bränd-oxiderad) bör det kunna antas att större delen av arseniken föreligger i 

femvärd form. Detta bekräftas av geokemiska modelleringar av både ytvatten, ytligt grundvatten och 

djupt grundvatten i Degerhamnsområdet. Generellt dominerar andelen femvärd arsenik i alla vatten. 

Andelen trevärd arsenik är mycket låg. 

Arsenik har även en stark förmåga att adsorbera/samutfällas med metalloxidhydroxider t.ex. järn-, 

mangan- och aluminiumoxidhydroxider. Adsorptionen påverkas av flera faktorer som t.ex. arseniks 

oxidationstal, adsorbentens ytegenskaper och pH. Generellt gynnas fastläggningen av att arsenik förekommer 

i den femvärda formen, lågt pH samt att oxidhydroxiderna är amorfa (Kim och Nriagu, 2000). 

WHO:s provisoriska riktvärde (”provisional guideline value”) för arsenik i dricksvatten är 0,01 mg/l 

(WHO, 2003a). CCME (2003) anger ett värde på 5 µg/l som riktvärde för påverkan på akvatiska organismer 

(sötvatten). 

Barium 

Barium är ett element som finns naturligt i jordskorpan, både i magmatiska och sedimentära bergarter. 

Barium har samma laddning och i stort sett samma storlek som elementen kalcium och strontium och 

kan lätt substitueras. Barium förekommer inte fritt i naturen utan sitter i bl.a. olika föreningar tillsammans 

tillsammans med sulfat (baryt) och karbonat (witherit). Halterna i rödfyren i Degerhamn ligger 

på cirka 1210 mg/kg TS, varav 59-70 % i residualen. Bariums löslighet ökar med sjunkande pH och de 

högsta halterna i grundvatten återfinns oftast i vatten med lågt pH. Bariums löslighet styrs av närvaron 

av naturliga anjoner och sannolikt adsorberas även barium till metal-oxidhydroxider (WHO, 2003b). 

Lösliga bariumsalter, men även till viss del svårlösliga, absorberas lätt i kroppen. Barium transporteras 

i blodet (plasman) och ansamlas i skelettet (WHO, 2003b). 

Barium anses inte vara ett essentiellt näringsämne och anses inte heller orsaka cancer. Höga koncentrationer 

kan dock ge konvulsioner och spasmer och även orsaka död. Den akuttoxiska dosen ligger på 

mellan 3-4 g (WHO, 2003b). 

WHO:s riktvärde för barium i dricksvatten är 0,7 mg/l (WHO, 2003b). Suter och Tsao (1996) anger en 

lägsta dos på 4 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) för ekotoxeffekter i sötvatten. 

Kadmium 

Kadmium är ett naturligt element i jordskorpan och återfinns ofta i olika mineral tillsammans med 

andra element som syre (kadmiumoxid) eller svavel (kadmiumsulfid, kadmiumsulfat). Halterna i rödfyren 

i Degerhamn ligger på cirka 1,5 mg/kg TS, varav 3-20 % sulfidbundet, och i alunskiffern på 

mellan 12-15 mg/kg TS, majoriteten sulfidbundet (upp till 70 %). 


8

Kadmium är relativt mobilt i jord i jämförelse med t.ex. bly och kvicksilver (Autier och White, 2004). 

Kadmium är också mer mobil än koppar och krom (t.ex. Alumaa et al., 2002; Ma och Tobin, 2004). 

Kadmium binder (sorberar) bra till organiskt material men sämre till lermineral (Prokop et al., 2003) . 

Levande organismer har en förmåga att ta upp och binda kadmium i sig. P.g.a. liknande storlek och 

laddning som kalcium. Kadmium stannar kvar i kroppen under lång tid och kan påverka skelettet och 

njurarna (ATSDR, 1999). 

Inandning av kadmium kan allvarligt skada lungorna och orsaka dödsfall. Intag av höga halter kadmium 

kan irritera magen och leda till kräkningar och diarréer. Långtidsexponering av kadmium leder till 

en haltuppbyggnad i njurarna som kan orsaka skador på dessa. Andra långtidseffekter är skelettpåverkan 

(skört skelett). Man misstänker att vissa kadmiumföreningar kan vara cancerframkallande 

(ATSDR, 1999). 

Kadmiumhalten i opåverkade naturliga vatten ligger generellt under 1 µg/l. WHO (2003c) anger ett 

riktvärde på 3 µg/l för kadmium i dricksvatten. Livsmedelsverket anger gränsen 5 µg/l som gränsen 

för otjänligt vatten (SLVFS 2001:30). CCME (2003) anger ett riktvärde på 0,017 µg/l för akvatiska 

organismer (sötvatten). 

Molybden 

Molybden är ett silvervitt grundämne, som i naturen förekommer i mineral som molybdenit (MoS 2 ), 

wulfenit (PbMoO 4 ) och powellit (Ca(MoW)O 4 ). I svensk mineraljord ligger molybdenhalterna omkring 

5 till 8 ppm (SLU, 2003). I rödfyren ligger halten i snitt på 132 mg/kg TS, varav 70-80 % är 

bundet till järnoxider eller i residualen (silikater/oxider). I alunskiffern ligger halten i snitt på 141 

mg/kg TS, varav 30-40 % bundet i sulfider. 

För djur och växter är molybden ett essentiellt näringsämne som behövs för reglering av vissa kemiska 

reaktioner i cellerna. Ämnet förekommer naturligt i föda, såsom lever, grönsaker, ris och musslor och 

enligt Livsmedelsverket rekommenderas ett dagligt intag på 45 mikrogram för kvinnor och män. Vid 

höga koncentrationer kan molybden vara toxiskt - få studier har dock gjorts för att utreda toxiciteten 

för människor. Hos djur har studier visat att höga intag av molybden resulterade i diarréer, koma och 

dödsfall på grund av minskad hjärtverksamhet (WHO, 2003e). Kronisk exponering av molybden kan 

bland annat resultera i hämmad tillväxt, blodbrist, lever- och njurskador och sterilitet. 

WHO:s riktvärde (guideline value) för molybden i dricksvatten är satt till 0,07 mg/l (WHO, 2003d). 

CCME (2003) anger ett riktvärde på 73 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). 

Uran 

Uran är ett silvervitt, radioaktivt ämne som är allmänt utbrett i naturen och förekommer där som en 

blandning av tre olika radioaktiva isotoper. Ämnet finns i varierande, men små, mängder i berggrund, 

jord, vatten, luft, växter, djur och människor. Kommersiellt används uran som bränsle i kärnreaktorer. 

Enligt Kemikalieinspektionens klassificeringslista är uran mycket giftigt. I rödfyren ligger halten i 

snitt på 86 mg/kg TS, varav cirka 75-85 % bundet i residualen (silikater/oxider). I alunskiffern ligger 

halten mellan 85-100 mg/kg TS, varav huvudelen (60-80 %) i sulfid/organisk fraktion samt residualfraktion 

(silikat/oxid). 

Risk för exponering föreligger till exempel vid boende på platser med höga uranhalter i berggrunden, i 

samband med intag av grödor som vuxit på området eller via andning. Uran tas upp av kroppen via 

huden, lungorna eller tarmarna och påverkas bland annat av uranföreningens löslighet samt tidigare 

födointag. Mer än 95 % av det uran som kommer in i kroppen absorberas inte (WHO, 2001). Uran 


9

som upptagits kan ackumuleras i kroppen, främst i skelettet och njurarna. Uran har ingen känd metabolisk 

funktion i djur och betraktas som icke-essentiell. 

Uran kan inducera både strålningspåverkan och kemisk toxicitet. Den koncentration av 238 U (den isotop 

som utgör mer än 99 % av naturligt uran) som skulle vara kemiskt toxisk för växter är 720 gånger 

lägre än den som skulle skapa en strålningspåverkan (RIVM, 1999). Den primära kemiskt inducerade 

effekten på människor är njurinflammation. För kroniska effekter på människor av uranexponering 

finns endast lite information. En undersökning påvisade en trend av ökad exkretion av b2- 

mikroglobulin i urin med ökad uranhalt i dricksvatten, vilket kan vara en indikation på en begynnande 

njurskada (WHO, 2004). I dagsläget finns inget påvisat samband mellan exponering av höga urandoser 

och hög cancerfrekvens. Däremot kan uran sönderfalla till andra ämnen, till exempel radium, som 

kan orsaka cancer vid höga doser och långtidsexponering. 

WHO:s provisoriska riktvärde (”provisional guideline value”) för uran i dricksvatten är 15 µg/l 

(WHO, 2004). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 2,6 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) 

för ekotoxeffekter i sötvatten. 

Vanadin 

Rent vanadin är ett skinande vitt ämne som är mjukt och smidigt. Naturligt vanadin är en blandning av 

två isotoper, 0,24 % 50 V och 99,76 % 51 V, där 50 V är svagt radioaktivt. Nio andra isotoper är kända. 

Vanadin har påträffats i mer än 65 olika mineral av vilka carnotit (K 2 (UO 2 ) 2 (VO 4 ) 2 *3H 2 O), vanadinit 

(Pb[Cl|(VO4) 3 ]) och patronit (VS 4 ) är de viktigaste. Ämnet hittas i en del järnmalmer och förekommer 

också i komplexa organiska föreningar i råolja. Medelhalten i rödfyren ligger på 494 mg/kg TS, varav 

35-45 % sulfid/organiskt bundet eller i residualen (silikat/oxid). Betydande andelar sitter även bundet 

till järnoxider (25-45 %). Halten i alunskiffern ligger omkring 3200 mg/kg TS, varav 80-90 % i residualen 

(silikat/oxid). 

Vanadin finns i varierande halter i jorden och uppmäts normalt till mellan 50 och 100 ppm i svenska 

mineraljordar (SLU, 2003). Det förekommer även i fossila bränslen, vilket medför en allmän förekomst 

i luftföroreningar. Däremot är halterna i vatten och föda låga. Bakgrundshalterna varierar från 

2,5 till 5 µg/l i sydsvenska sjöar och vattendrag enligt Naturvårdsverkets jämförvärden (Naturvårdsverket, 

1999b). Vanadin har inte kunnat påvisas vara ett essentiellt näringsämne för människor. Den 

kritiska effekten för vanadinoxid är luftvägsirritation och en yrkesmässig exponering för vanadin kan 

verka irriterande på luftvägarna, ge lungblödning och pneumonit. 

WHO:s riktvärde för exponering av vanadin via luft (air quality guideline) är 1 µg/m 3 och baseras på 

den lägsta nivå som gett skadliga effekter (LOAEL), vilken ligger på 20 µg/m 3 . Suter och Tsao (1996) 

anger en lägsta dos på 20 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) för ekotoxeffekter i sötvatten. 

4.3 Beskrivning av källtermer 

Källan till de element som rör sig i mark och vatten i Degerhamnsområdet är framförallt rödfyrshögarna 

och den vittrande alunskiffern. Uppskattningsvis finns cirka 2 600 000 m 2 rödfyr upplagt i området, 

motsvarande cirka 2 900 000 ton rödfyr. Rödfyren innehåller uppskattningsvis 327 ton arsenik, 5,1 ton 

kadmium, 345 ton molybden, 1330 ton vanadin och 213 ton uran. 

Rödfyren består till stora/större delen av bränd alunskiffer. Två olika typer av rödfyr finns. En mer 

kalkrik s.k. kalkrödfyr som ursprungligen är en restprodukt från kalkbränning. Denna typ av rödfyr 

håller ett högt pH (över 6) både i materialet och i lakvattnen, men vittrar dock. Den andra typen av 

rödfyr är den s.k. alunrödfyren. Som namnet antyder så den en restprodukt från aluntillverkningen i 


10

området. Materialet håller betydligt lägre kalkhalter och är tämligen surt (pH 3-4). Båda dessa materialtyper 

innehåller inte helt obetydliga rester av sulfider, främst pyrit, och oxiderar således med produktion 

av syra och frigörelse av tungmetaller. Syran buffras generellt snabbt p.g.a. innehållet av kalk i 

företrädesvis kalkrödfyren och majoriteten av tungmetallerna fastläggs således i andra faser. 

Halterna i de två olika rödfyrstyperna skiljer sig inte mycket åt förutom innehållet av kalk. De generella 

medelhalterna redovisas i tabell 1. Genom den förbränning som skett av alunskiffern har en fasförändring 

skett avseende elementens bindningsätt jämfört med moderbergarterna kalksten och alunskiffer. 

Generellt har de sulfidbundna elementen övergått från sulfidfraktionen till att vara bundet mest i 

en järnoxidfraktion (se figur 3). Detta innebär också att rödfyrens utlakningsegenskaper förändrats. 

Re sidualjord 


100% 

80% 

60% 

residual 

sulf ./ org. 

cr. Fe 

100% 

80% 

60% 

residual 

sulf ./ org. 

cr. Fe 

40% 

20% 

0% 

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCr CuHgMnMoNi PbSr U V Zn 

am. Fe 

lab. org. 

ads./ carb. 

40% 

20% 

0% 

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCr CuHgMnMoNi PbSr U V Zn 

am. Fe 

lab. org. 

ads./ carb. 

Vittrad skiffer 

Ytlig alunrödfyr 

100% 

100% 

80% 

60% 

residual 

sulf./org. 

cr. Fe 

80% 

60% 

residual 

sulf./org. 

cr. Fe 

40% 

20% 

am. Fe 

lab. org. 

ads./carb. 

40% 

20% 

am. Fe 

lab. org. 

ads./carb. 

0% 

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn 

0% 


Djup alunrödfyr 

Ytlig kalkrödfyr 

100% 

100% 

80% 

60% 

residual 

sulf./org. 

cr. Fe 

80% 

60% 

residual 

sulf./org. 

cr. Fe 

40% 

20% 

am. Fe 

lab. org. 

ads./carb. 

40% 

20% 

am. Fe 

lab. org. 

ads./carb. 

0% 


0% 


Figur 3. Andelen bundna element i olika faser i residualjord, rödfyr och alunskiffer. Vid jämförelse mellan ovittrad 

alunskiffer och de tre rödfyrsproverna ses att andelen element bundna i sulfidfraktionen och residulalen är 

hägre i alunskffern, medan andelen element adsorberade eller bundna till järnoxider är högre i rödfyren. En 

fasförändring har skett. 

I området runt Degerhamn finns också blottat alunskiffer, en av de naturliga bergarter, förutom kalksten, 

som finns i området. Det område nära Degerhamn där alunskiffer finns har uppskattats till cirka 

125 ha, vilket motsvarar cirka 25 000 000 m 3 alunskiffer. Alunskiffern i sig innehåller betydande 

mängder tungmetaller och sulfider, åter igen främst pyrit. Pyrithalter på flera % är inte ovanliga. Alunskiffern 

innehåller totalt uppskattningsvis 8320 ton arsenik, 975 ton kadmium, 9170 ton molybden, 

210 000 ton vanadin och 5490 ton uran. Det område som är täckt av alunskiffer kan delas upp i ett 


11

område kallat antropogent vittrad alunskiffer och naturligt vittrad. Skillnaden ligger främst i att de 

första områdena har mänsklig aktivitet skapat de förhållanden där alunskiffern utsätts för vittring genom 

skifferbrytning. Således är det både skifferväggar och skiffergolv som vittrar. Oxidationen är 

mest intensiv i brottväggarna där syre har goda möjligheter till att tränga in i sprickplanen. Den senare, 

d.v.s. den naturligt vittrande alunskiffern är generellt täckt av ett tunt jord/moräntäcke. Täcket fungerar 

inte tillräckligt för att skydda den från vittring. 

På volymsbasis i relation till alunskiffer står rödfyren för cirka 10 % av den totala volymen avfall/bergarter 

som innehåller potentiella föroreningar. 

Både rödfyren och alunskiffern vittrar idag. Alunskiffern är påverkad ned till djup av cirka 0,4 m i 

naturliga områden och ned till djup av omkring 0,2 m i antropogena områden, vilket kan jämföras med 

vittringsdjup på mellan 0,2- 1 m i rödfyren. Den naturligt vittrade alunskiffern har varit utsatt för oxidation 

i omkring 12 000 år d.v.s. sedan sista istiden. Den ytliga rödfyren har i snitt varit utsatt för oxidation 

under omkring 100 år. 

Beräkningar av hur länge oxidationen och utlakningen kan pågå har visat att för rödfyrshögarna handlar 

det om tiotusentals år för att de ska bli helt genomvittrade. Eftersom vittring/oxidation inte per 

definition motsvaras av en lika stor utlakning av vittringsprodukter, eftersom en fördröjning sker genom 

olika processer, är sannolikt tidsaspekten för fortsatt utlakning minst lika lång tid, sannolikt mer. 

Vittringen och och oxidationen av alunskiffern kommer att pågå under betydligt längre tid, hundratusentals 

år, och mer. 

Det bedöms således som mindre sannolikt att utlakningen av halterna i rödfyren i sig naturligt skulle 

minska. Inte heller bedöms det rimligt att anta att halterna i den ytliga rödfyren genom den kontinuerliga 

vittringen/oxidationen och utlakningen på medellångsikt (hundratals år) naturligt skulle sjunka till 

nivåer där inga exponeringsrisker finns. Detta inses lätt genom att studera ytlig och djup rödfyr t.ex. 

avseende arsenik (tabell 1). På haltbasis är skillnaderna små. Detta gäller för för andra element också. 

4.4 Läckage från källan – Beskrivning av huvudsakliga mekanismer 

Grunden till läckaget från rödfyren och den naturliga alunskiffern är oxidationen av sulfider. Vid kontakt 

med syre oxideras sulfiderna med bildande av svavelsyra som följd och ett sänkt pH-värde, ekv. 1. 

Den oxidation som sker av andra metallsulfider genererar ingen syra, dock lösta metalljoner. 

Ekv. 1 2FeS 2 + 2H 2 O + 7O 2 → 4H + + 4SO 4 2- + 2Fe 2+ 

Reaktionen som beskrivs i ekv. 1 står dock inte själv för hela läckaget. Även den naturligt sura nederbörden 

bidrar till en naturlig urlakning och ursköljning av föroreningar. Som tidigare nämts sitter en 

hel del element bundna till andra faser än enbart sulfider (Se även Projekt Degerhamn rapport 

2005:04). Den sura nederbörden, den vid oxidationen bildande syran samt vattnet i sig kan frigöra och 

mobilisera element i rödfyren, antingen genom desorbtionsprocesser eller ren upplösning av sekundära 

mineral, t.ex. gips och järnoxidhydroxider. Att sådan mineral finns och sannolikt reglerar den vidare 

transporten av föroreningar har bekräftats både genom mineralogiska studier och geokemiska beräkningar 

(Projekt Degerhamn rapport 2005:04). 

Läckaget från rödfyren kan i stort sett ske på två sätt eller två processer. Båda sätten drivs av vatten 

(figur 4). I det första fallet kan utlakningen ske genom infilterande vatten direkt i högarna. Föroreningar 

sköljs då ut ur högarna ned till grundvattnet i högarna. Ursköljningen kan även ske i randzonerna 

som ett ytvattenflöde, en process som sannolikt är vanligast i områden med ringa jordtäcken. Ursköljningen 

bör således vara mest effektiv i randzonerna och i områden med hög grundvattenyta. I övriga 


12

zoner bör olika fastläggningsmekanismer träda in och fördröja utlakningen, vilket medför en långsammare 

utlakning. 

Nederbörd 

Ursköljning 

Fastläggningszon 

Uttransport 

Varierande 

Grundvattenyta 

Figur 4. Modell över hur läckaget från rödfyren sker. 

Det andra sättet eller processen är p.g.a. variationer i grundvattenytan. Åter igen en process eller mekanism 

som sannolikt är mer betydande i områden där grundvattenytan ligger nära eller i högarna. En 

höjning respektive sänkning över året kan medföra en urlakning av sekundärt anrikade element (jmf. 

Öhlander et al., 2001). I Degerhamn kan t.ex. grundvattennivåerna variera upp till 0,5-1 m under året 

vilket kan orsaka en ursköljningseffekt. Slutsatserna blir att nederbörden huvudsakligen styr utlakningen, 

antingen genom direkt ursköljning eller genom en höjning av grundvattenytan, en effekt som 

sannolikt är mest betydande i samband med längre perioder av nederbörd och infiltration. Eventuella 

åtgärder för att förhindra spridning bör således syfta till att minska vattentillgången. 

Den naturliga frigörelsen från alunskiffern drivs av liknande processer d.v.s. nederbörd och grundvattenstånd. 

Variationen i grundvattennivåer bör dock inte vara lika betydande. Alunskiffern är mer permeabel 

jämns med sprickplanen och huvuddelen av vittringsvattnet bör gå den vägen, vilket även bekräftats 

av geohydrologiska undersökningar (se Projekt Degerhamn rapport 2005:06). Geohydrologiska 

undersökningar har också visat att gradienterna och flödet i de djupare akvifärerna är små, vilket 

indikerar en ganska ringa tillförsel (infiltration) från övre nivåer d.v.s. den vittrande alunskiffern och 

rödfyren. Förklaringen är sannolikt att alunskiffern är ganska impermeabel vertikalt sett och läckaget 

till djupare grundvatten främst sker genom större vertikala sprickor, vilket att döma av de utförda undersökningarna 

är begränsat förekommande. De fastläggningsmekanismer som sker i berget bör även 

de framförallt ske jämns med sprickplanen. Vid kärnborrningar har förekomst av järnoxidhydroxider 

och även gips kunnat konstateras i sprickor. Huvuddelen av vittringsvattet flödar således ganska ytligt 

och är svårt att direkt urskilja från rödfyrsvattnet p.g.a. likartade processer. Indikationer finns dock 

från grundvattenrör satta direkt i ytlig skiffer att detta vittringsvatten kan vara både surt och metallrikt. 


13

4.5 Källbarriärer – Naturliga mekanismer som förhindrar transport från källan 

Flera processer ”hämmar” eller minskar konsekvenserna d.v.s. utlakningen av föroreningar från vittringen 

av rödfyr och alunskiffer. Det rör sig framförallt om olika buffringsreaktioner, fastläggning och 

adsorption av föroreningar eller utfällningsreaktioner. Dessa processer sker i högarna eller i alunskiffern 

samt längs vägen i det tunna jordtäcket ut mot huvudrecipienten Kalmarsund. 

I den rödfyr som är välbuffrad står olika kalciuminnehållande mineral för den huvudsakliga buffertkapaciteten. 

Kalciumkarbonat förekommer till viss del i rödfyren, även släckt kalk (kalciumhydroxid, 

portlandit) har identiferats och sannolikt förekommer även kalciumoxid, även om det inte direkt hittats. 

Även i alunrödfyren finns buffrande mineral, dock i mindre mängder. Den typen av rödfyr har 

inte en lika stor förmåga att buffra syra och motverka pH-sänkningar. De båda rödfyrstyperna är inte 

alltid upplagda i enskilda högar utan kan vara omblandad. Generellt överlagrar då kalkrödfyr alunrödfyr. 

Alunskiffern i sig innehåller kalciumkarbonat. Kalciumkarbonaten finns sannolikt både utspridd i 

alunskiffermatrisen i mindre mängder, men föreligger framförallt som orstenar, d.v.s. stora konkretioner 

av kalciumkarbonat. Detta betyder att lokalt, där endast mindre mängd buffrande mineral finns, 

kan vittrande alunskiffer uppvisa extremt låga pH (2-3) och därmed höga metallhalter. Detta har även 

visats av Envipro (2003) där grundvatten i närheten av en skiffervägg i alunskiffer i Götene kommun 

uppvisade pH på omkring 4 och mycket höga tungmetallhalter bl.a. nästan 1 mg/l uran påträffades i 

ytligt grundvatten. Den välbuffrade naturen avseende kalkrödfyren i Degerhamn medför dock att denna 

typ av rödfyr har en god förmåga att förhindra pH-sänkningar. Den medför också goda betingelser 

för olika sorptionsprocesser. 

Dessa processerna styrs främst av partikelytornas egenskaper samt även lakvattnens kemiska sammansättning. 

Adsorption av både katjoner d.v.s. positivt laddade joner, ofta metaller som Pb 2+ , Zn 2+ , Ag + 

m.m. och anjoner, t.ex. sulfat, arsenat och fosfat (SO 4 2- , PO 4 3- , AsO 4 3- ) är beroende av pH. Oftast så 

gynnas adsorptionen av positivt laddade joner av ett högt pH medan negativt laddade joner gynnas av 

ett lågt pH. Generellt sett så innebär pH under 3-5 att de flesta tungmetaller kvarstår i lösning och inte 

fastläggs (Kinniburgh och Jackson, 1981). Detta är förklaringen till att halterna generellt är högre nära 

sur rödfyr samt nära skifferbrottens väggar där pH är lågt. De flesta katjoner och anjoner har dock en 

god adsorptionsförmåga vid neutrala pH. Adsorption och absorption styrs som sagt av mineralytornas 

egenskaper bl.a. den specifika ytan som i stort sett kan anses vara ett mått på antalet ”platser” där jonerna 

kan ”fastna”, ju större yta desto fler platser. Lermineral och framförallt rostutfällningar (järnhydroxid) 

är kända för att ha stora ytor och således ha en stor potential för att fördröja eller förhindra att 

joner sprids vidare (t.ex. Kooner, 1993; Bowell och Bruce; 1995, Coston et al., 1995; Düker et al., 

1995). De mest vanliga sekundära mineralen som påträffats både vid geokemiska modelleringar av 

grundvatten under högarna och mineralogiska studier är just dessa järnoxid-hydroxider. Även lermineral 

har identifierats (montmorillonit och illit). Järnoxiderna har främst bildats genom förbränningen av 

alunskiffern då pyrit oxiderats vid höga temperaturer. Studier har visat att de främst består av hematit 

(Fe 2 O 3 ). Det är även detta mineral som ger rödfyren den karaktäristiska röda färgen. Grundvattnen 

verkar dock främst innhålla amorfa d.v.s. icke-kristallina järnoxid-hydroxider (götit m.fl). Även manganoxid-hydroxider 

verkar kunna förekomma. 

Att dessa mineral till viss del reglerar den fortsatta transporten verifieras av de utförda sekventiella 

lakningarna (se figur 3). Många s.k. tungmetaller arsenik, kadmium m.m. sitter knutna till de två järnoxidfraktionerna 

(kristallina och amorfa). 

Andra processer som reglerar de lösta ämnenas rörlighet är direkt utfällning av sekundära mineral. I 

terorin kan inte en halt bli högre än den halt som gäller för ett visst mineral då jämvikt råder mellan 

mineralet och lösningen. Om lösningens halt är högre faller mineralet ut. Detta är högst teoretiskt eftersom 

den ”lösta halten” i praktiken kan vara högre p.g.a. att element sitter bundna i kolloider eller 


14

undna till olika komplex. De verkar vara lösta men i praktiken som medverkar de enbart lite i dessa 

utfällnings/upplösningsreaktioner. Ett mineral som har konstaterats finnas i rödfyren eller grundvattnet 

i närheten är framförallt gips, ett kalciumsulfat. Ett antal andra sekundära mineral innehållande spårelement 

och tungmetaller har också konstaterats kunna finnas. Ba 3 (AsO 4 ) 2 har konstaterats kunna finnas. 

Ett mineral som förutom arsenik även innehåller barium. Blyföreningen plumbogummit 

(PbAl 3 (PO 4 ) 2 (OH) 5 :H 2 O) kan även förekomma. Vanadin förekommer möjligen tillsammans med uran 

i två föreningar, carnotit (KUO 2 VO 4 ) och tyuyamunit (Ca 0.5 UO 2 VO 4 ). Uran förekommer även möjligen 

som ytterligare ett antal föreningar, UO 2 (OH) 2 (UO 2 (OH) 2 ), sköpit (UO 2 (OH) 2 :H 2 O), U 4 O 9 , uraninit 

(UO 2 ) samt USiO 4 . 

Sorptionsprocesser och utfällning/upplösningsprocesser har således en stor inverkan på de lösta ämnenas 

transport inne i avfallen och även i yt- och grundvattnen. I alla medier medför de en fördröjning av 

utlakningen och minskar den totala mängden utlakade föroreningar på årsbasis. Naturliga källbarriärer 

finns således inom områdes. Att dessa processer är viktiga och inverkar på de totala masstransporterna 

inses också vid en jämförelse mellan vad som teoretiskt årligen vittrar loss av t.ex. arsenik från både 

alunskiffer och rödfyr med det som verkligen transporteras ut till huvudrecipienten Kalmarsund. En 

hel del fastläggs. 

5. NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR 

5.1 Beskrivning av transportvägar 

Flera olika spridningsvägar är aktuella avseende föroreningar från rödfyren. Spridningen sker inte 

enbart med vatten, utan vindtransport och spridning genom mänsklig aktivitet är också relevanta vägar. 

Spridning av föroreningar med ytvatten sker genom de ytvattenflöden, diken och bäckar som finns i 

området. Transporten sker inte under hela året utan sker främst i samband med intensiv nederbörd. 

Stora delar av året är dessa diken och bäckar nämligen torrlagda. Transporten med grundvatten sker 

dock året runt. Den enda transportriktningen, både, avseende ytvatten och grundvatten är mot Kalmarsund. 

Transportriktningen för både yt- och grundvatten från rödfyren är ganska centrerad till just rödfyrsområdet 

runt det nuvarande bruket och gamla södra bruket. Någon diffus spridning från rödfyrnområdena 

d.v.s. norr- eller söderut finns inte (se Projekt Degerhamn rapport 2005:06). 

Vindspridning av rödfyr har också bedömts vara en relevant spridningsväg. För att partiklar ska damma 

till omgivningen måste de vara så små att tyngdkraften nedåt övervinns av krafter i andra riktningar. 

Partiklar binds också till varandra genom interna krafter (adhesions- och kohesionskrafter) vars 

storlek bland annat beror på vatteninnehållet. Detta innebär att dammspridningsrisken är som störst 

under torr väderlek. I rödfyren finns mindre partiklar som skulle kunna damma (baserade på utförda 

siktförsök). Ett skäl till att damning inte är en större spridningsväg skulle kunna bero på rödfyrens 

ålder. P.g.a. åldern har redan finpartiklarna transporterats iväg och en överyta av större partiklar, delvis 

sammankittade har bildats. 

Ytterligare en relevant spridningsväg för föroreningar och rödfyr är mänsklig aktivitet. Huvudelen av 

rödfyren förekommer i en relativt bra fraktion för att kunna fungera som utfyllnad (grus, sand). Det är 

tydligt i Degerhamnsområdet att den även fungerat som utfyllnadsmaterial vid t.ex. byggnation av 

vägar och planer. Huruvida rödfyren även använts utanför Degerhamnsområdet är inte känt. 


15

De aktuella spridningsvägarna är således idagsläget: 

• Spridning genom ytvatten 

• Spridning genom grundvatten 

• Damning 

• Mänsklig aktivitet. 

Det finns ingenting som tyder på att andra transportvägar än dessa är aktuella i framtiden. 

5.2 Spridning från källan – rödfyr och alunskiffer 

Den huvudsakliga antropogena källan är rödfyren i området. Till spridningen till Kalmarsund ska även 

läggas det som sprids från den vittrande alunskiffern, som inte står för ett helt obetydligt läckage. 

Tabell 3. Sammanställning av årlig transport med olika källor från Degerhamnsområdet. Den naturliga transporten 

anses representeras av transporten i Strömmeln. 

Ytvatten 

från rödfyr 

Naturlig 

transport 

(Strömmeln) 

Grundvatten 

Damning 

kg/år kg/år kg/år kg/år 

As 0,15 0,07 0.27 0,82 

Ba 12 11,5 5.3 - 

Cd 0,05 0,02 0.87 0,07 

Co 0,03 0,03 26 - 

Cu 0,7 0,5 23 1,6 

Cr-tot 0,02 0,09 0.44 0,5 

Hg - - - - 

Mo 8,5 4,5 9.0 - 

Ni 1,8 0,4 50 1,4 

Pb 0,01 0,04 0.10 1,3 

V 0,15 0,14 0.24 2,3 

Zn 1,2 0,4 62 8,1 

U 7,6 14 15 - 

- Ej beräknad p.g.a. avsaknad av data. 

Läckaget från rödfyren till huvudrecipienten Kalmarsund sker i huvudsak på två sätt. Antingen genom 

ett direkt utläckage av grundvatten eller genom de små ytvattenflöden som finns i området. Huvuddelen 

av grundvattnet flödar relativt ytligt och tränger inte ned till de djupare akvifärerna (se Projekt 

Degerhamn 2005:06). En naturlig transportbarriär finns således mellan den vittrande rödfyren, alunskiffern 

och de djupare akvifärerna. Risken för att de djupare akvifärerna som används för dricksvattenuttag 

förorenas är obetydlig. Vattenkvaliteten i den övre akvifären (översta 5-10 m) är dock sämre 

p.g.a. alunskifferns vittring i sig samt spridning av föroreningar från rödfyren. 

Mängderna som flödar ut med grundvattnet, ytvattnen och via damning redovisas i tabell 3. 

Den spridning som sker med ytvatten och grundvatten överstiger generellt den som sker genom damning 

(förutom för arsenik, bly och vanadin). Den naturliga bakgrundstransporten som exemplifieras 

med transporten av uran vid utloppet av Strömmeln är även den betydande. 


16

5.3 Transportbarriärer 

Som transportbarriärer kan de mekanismer fungera som fastlägger eller fördröjer utlakningen av föroreningar 

från källan till skyddsobjekten. I Degerhamn så är dessa mekanismer i stort sett de samma 

som fungerar som källbarriärer d.v.s olika sorbtions och utfällningsreaktioner. Eftersom strömningssträckan 

i ytvattnen och därmed tiden från källan till skydsobjekten är så små, i fallet Kalmarsund, 

finns det ingen möjliget för dessa reaktioner att verka effektivt. De föroreningar som lakas ut och 

sprids från rödfyren transporteras även vidare utan någon större fördröjning. 

När det gäller transporten av vatten (grundvatten) i de tunna jordlager eller i berget finns det en större 

möjlighet för fördröjning. Viss fastläggning sker sannolikt, men den huvudsakliga fördröjningen sker 

inne i högarna eller strax under dem (källbarriär). En naturlig transportbarriär finns även i den naturliga 

berggrunden genom att alunskiffern är mer permeabel horisontellt samt är ganska tät vertikalt. Detta 

förhindrar vidare transport av föroreningar ned till den djupare akvifären. 

6. SKYDDSOBJEKT 

6.1 Beskrivning av skyddsobjekt 

Ett antal skyddsobjekt finns i Degerhamnsområdet. De aktuella skyddsobjekten som finns utgörs av: 

- Boende i området 

- Besökare i området 

- Miljön inom området 

- Kalmarsund 

De boende i området är företrädesvis lokaliserade till norra delen av rödfyrsområdet, nära kusten. Bostäder 

finns även i närheten av södra bruket. Stora delar av området där rödfyren är deponerad är dock 

obebott. Området uttnyttjas däremot som ströv- och fritidsområde. Stigar, mindre vägar och promenadstråk 

finns över hela området. Några direkta vattenrelaterade skyddsobjekt finns inte. Ett antal 

mindre diken och bäckar finns inom området. Dessa är främst vattenförande i samband med stor nederbörd 

och har då mer karaktären av dagvattenledningar d.v.s. stråk som direkt leder bort nederbördsvatten. 

Eftersom dessa diken och bäckar större delen av året är torrlagda bedöms det inte direkt 

finnas några skyddsvärda ekosystem i dem. En större vattenansamling finns i den norra delen av området, 

den s.k. fågelsjön. Denna fågelsjö är grund, endast någon meter, och i praktiken ett vattenfyllt 

skifferbrott, till stora delar även vassbevuxet. Sjön mottar idag lakvatten från de blottlagda skifferytorna 

och håller sulfathalter på mellan 40-60 mg/l, men relativt låga metallhalter, pH ligger omkring 6- 

6,5. Halterna av metaller i sedimenten är också tämligen låga t.ex. cirka 10 mg/kg TS arsenik, cirka 5 

mg/kg TS kadmium och omkring 300 mg/kg TS zink. Något betydande påslag av föroreningar verkar 

inte finnas. Sjön i sig kan dock ha ett värde för fågellivet i området och därmed ha ett visst naturvärde. 

Sjön anses dock inte vara ett skyddsobjekt i sig. 

Strax öster om Degerhamn finns flera naturreservat bl.a. Albrunna alvar, ett landskap med tunna jordar 

och långsträckta höjdryggar, där bl.a. växten solvända växer över stora områden. Naturreservaten ligger 

i ett riksintresse för naturvården, nämligen Stora Alvaret. Själva Degerhamsområdet i sig där rödfyren 

finns är klassat som ett riksintresse för kulturmiljövården. Detta har utretts separat och finns 

ytterligare beskrivet i Projekt Degerhamn rapport 2004:01. Några bevaransvärda nyckelbiotoper har 

inte kunnat konstateras i Degerhamnsområdet (t.ex. Skogsvårdsstyrelsen, 2004). Några direkt skyddsvärda 

ekosystem eller arter är inte heller kända i anknytning till rödfyrshögarna och skifferbrotten. I de 

mer kalkrika högarna kan det dock tänkas att kalkälskande arter kan förekomma. 


17

Ett av de större skyddsobjekten är den slutliga recipienten, Kalmarsund som är en del av Östersjön. Ett 

objekt som redan idag är belastat av flera källor t.ex. läckage både direkta och mer diffusa från industrier 

och tätorter. 

6.2 Exponeringsvägar 

6.2.1 Allmänt 

Både människa och miljö utsätts för exponering för föroreningar från rödfyren, men också alunskiffern 

samt den residualjord som finns i området. Människor exponeras i huvudsak genom faktorer såsom 

damning, inandning, hudkontakt och i de fall grundvattnet utnyttjas som dricksvatten. När det gäller 

miljön påverkas denna i huvudsak dels genom att markmiljön påverkas i området där föroreningarna 

finns och dels via spridning till ytvatten. 

För de olika exponeringsvägarna kan halter beräknas (referenskoncentrationer) där ingen menlig negativ 

effekt på människors hälsa och miljö uppkommer. 

6.2.2 Metod och modell för platsspecifik bedömning 

För att få en uppfattning om vilka halter av olika föroreningar som kan ge menliga, negativa effekter 

hos människors hälsa och miljö har s.k. referenskoncentrationer beräknats för Degerhamnsområdet för 

olika ämnen och exponeringsvägar. Alla beräkningar har skett enligt modellerna beskrivna i Naturvårdsverkets 

rapport nr 4639, ”Development of generic guideline values” (Naturvårdsverket, 1997b). 

Orsaken till att platsspecifika värden beräknats är främst att exponeringstider för människor och att 

lakbarheten av olika ämnen bedömts skilja sig åt jämfört med de antaganden som använts vid framtagandet 

av de generella riktvärdena samt värden för utspädning etc. 

Valet av ämnen har baserats på dels de ämnen som det finns beräknade generella riktvärden för samt 

som tillägg de element som bedöms kunna utgöra risker. Dessa referenskoncentrationerna kan omvandlas 

till s.k. platsspecifika riktvärden och fungera som underlag för t.ex. mätbara åtgärdsmål. Det 

har dock valts att enbart använda de beräknade referenskoncentrationerna som ett underlag vid riskbedömningen 

och bedömning av relevanta exponeringsvägar. De beräknade referenskoncentrationerna 

ska således inte ses som absoluta och fixa tal. De beräknade referenskoncentrationerna har i de fall 

lakbarheten inte direkt använts vid beräkningarna, jämförts med resultat från sekventiella lakningar 

d.v.s. försök har gjorts att ta hänsyn till möjlig tillgänglighet och upptag i människor. Det måste här 

nämnas att de sekventiella lakningarna inte i absoluta tal visar vad som direkt är tillgängligt för människor 

och för upptag i växter. De anses dock ge bra indikationer. 

De exponeringsvägar som har betraktats som möjliga vid olika markanvändningsalternativ för de generella 

riktvärdena samt för de platsspecifika förhållandena i Degerhamn redovisas i tabell 4. För Degerhamnsområdet 

har referenskoncentrationer för relevanta exponeringsvägar, enligt tabell 4, beräknats 

för fallen boende i området samt att områden utnyttjas som strövområden. Några andra markanvändningsalternativ 

har inte bedömts vara relevanta. 

Avfallen är finkorniga och inandning av damm bedöms som en relevant exponeringsväg för både boende 

och strövande i området, även upptag av jord och hudkontakt bedöms som en relevant exponeringsväg 

för båda alternativen. För boende i området har det dessutom antagits att grundvattenbrunnar 

utnyttjas för dricksvattenuttag och att odling av grönsaker inte kan uteslutas. Dricksvattenintag sker 

idag enbart sparsamt nedströms rödfyrshögarna, företrädesvis längs kusten. De flesta brunnarna ligger 

även utanför rödfyrens direkta influensområde. Intag via fisk har inte beräknats då rekommendationer 

från Livsmedelsverket finns för hur ofta insjöfisk bör ätas. Några vattendrag lämpliga för fiske finns 


18

heller inte i Degerhamnsområdet. Fisk är därför inte en relevant exponeringsväg. Exponering via ångor 

bedöms heller inte relevant eftersom inga av elementen avgår i gasfas vid normal temperatur. För påverkan 

på miljö antas exponeringsvägarna motsvara mindre känslig markanvändning eftersom områdena 

är påverkade av mänsklig aktivitet och rödfyr sedan många år. 

Tabell 4. Exponeringsvägar vid känslig markanvändning (KM) samt mindre känslig markanvändning (MKM) 

enligt Naturvårdsverkets generella riktvärden samt platsspecifika exponeringsvägar för Degerhamnsområdet. 

Exponeringsväg KM MKM Boende 

Degerhamn 

Strövområde 


Människor: 

Intag av jord x x x x 

Hudkontakt x x x x 

Inandning av damm x x x x 

Inandning av ångor x x 

Intag av grundvatten 

x 

x 

Intag av grönsaker x x 

Intag av fisk 

x 

Miljön: 

Effekter inom området 

x x x x 

Effekter i ytvattenrecipient 

x x x x 

Vid bedömningen av hälsoriskerna för människa från ett förorenat område används bl.a. information 

gällande vilka doser som ger en viss effekt, eller sambandet mellan dos-respons för människa. Sådana 

data är utgångspunkten för de s.k. tröskelvärdena som ger en viss negativ effekt och tas fram genom 

experiment eller epidemiologiska studier. För de flesta föreningar uttrycks dessa tröskelvärden, efter 

att säkerhetsfaktorer används för att ta hänsyn till osäkerheter i de tillgängliga data, som en tolerabelt 

daglig dos/intag (TDI) med enheten mg/kg kroppsvikt och dag. När det gäller cancerogena ämnen t.ex. 

arsenik används matematiska beräkningar på låga doser där riskerna anses vara acceptabla t.ex. ett 

ökat cancerfall på 100 000 under en livstid. Till grund för Naturvårdsverkets generella riktvärden har 

bakgrundsdata för TDI från bl.a. WHO (World Health Organization) och gränser för ekotoxikologiska 

effekter från Canada och Nederländerna använts. Indata för beräkning har i mån det 

bedömts relevant tagits från och uppdaterats från dessa källor samt även US.EPA. För övriga värden 

som t.ex. för kroppsvikt, exponerad hudyta, plantupptag, toxikologisk referenskoncentration i luft, 

inandningshastighet, ekotoxikologiska effekter etc. har data från Naturvårdsverket som används i beräkningarna 

av de generella riktvärdena använts. För lakegenskaper och lakbarhet, utspädningsförhållanden 

och exponeringstid har däremot direkt platsspecifika data använts. 

6.2.3 Antaganden och beräkningar 

Direkt intag av jord 

Oral exponering av föroreningar antas ske via direktintag av jord eller genom smutsiga fingrar, händer 

eller mat som stoppas i munnen. Intaget är åldersberoende och bedöms vara störst för små barn. De 

viktigaste parametrarna är det dagliga intaget, föroreningens biotillgänglighet d.v.s. mineralform, partikelstorlek, 

graden av inkapsling och den kemiska formen (Ruby et al., 1999). För barn uppskattas det 

genomsnittliga intaget av jord till 200 mg/dag, vilket betraktas som ett konservativt värde enligt 

US.EPA. Som jämförelse kan nämnas att upptaget för enstaka s.k. pica-barn uppgår till 10000 mg/dag 


19

vid akut exponeringsbedömning. För vuxna uppskattad upptaget till 50 mg/dag, d.v.s. samma antagande 

som använts i beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden. För arsenik har cancerrisken 

beaktats. 

För de flesta av studerade element finns TDI-värden. För uran finns ett provisoriskt värde (0,0006 

mg/kg, d) enligt WHO. För molybden har däremot inget TDI-värde hittats i litteraturen, utan en referensdos 

(RfD) har använts i beräkningarna (0,005 mg/kg, d) enligt Integrated Risk Information System 

(IRIS), http://www.epa.gov/iris/subst/0425.htm, en elektronisk databas utarbetad av amerikanska naturvårdsverket 

innehållandes information om hälsoeffekter p.g.a. exponering för olika kemikalier i 

miljön. 

För boende inom området bedöms både barn och vuxna exponeras hela året, d.v.s. 365 dagar/år. För 

strövområde bedöms vuxna promenera en dag per vecka inom området, d.v.s. exponeras 52 dagar/år. 

Små barn bedöms utnyttja området för lek en dag varannan vecka och bedöms exponeras 26 dagar/år. 

Referenskoncentrationen beräknas för barn i åldern 0-6 år, och så små barn bedöms inte leka i området 

oftare än så. 

Resultaten från beräkningarna av referenskoncentrationer för exponeringsvägen redovisas i tabell 5 

tillsammans med medelhalten för all rödfyr i området, den procentuella lakbarheten samt den beräknande 

lakbara halten. Indata för lakbarheten har tagits från de utförda sekventiella lakningarna. Det har 

antagits att den andel som är tillgänglig i mag-tarmkanalen är den del som sitter lätt adsorberbart, karbonatbundet, 

organiskt bundet eller bundet till amorfa oxidhydroxidfraktioner. Ruby et al., (1999) 

nämner att sulfidbundna element är mindre biotillgängliga. Element bundna i sulfidfraktionen, samt i 

kristallina oxid-hydroxidfaser och silikatbundna har således exkluderats. De har ansetts för svårlösliga 

i mag-tarmkanalen. 

Tabell 5. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen intag av jord med medelhalten i rödfyr, 

lakbarheten samt mängden lakbart redovisade för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära 

en risk vid intag av jord. 

Intag av jord 

(mg/kg TS) 

Boende 

Strövområde 

Medelhalt 

Rödfyr 

(mg/kg TS) 

Lakbarhet 

max-min 

(%) 

Mängd Lakbar 

max-min 

(mg/kg TS) 

As 527/4 1 5517/37 1 109 17-51 19-56 

Ba 1500 21058 1210 9-14 109-169 

Cd 75 1053 2,2 36-68 0,8-1,5 

Co 105 1474 16,6 32-40 5,3-6,4 

Cu 37500 526442 90,4 35-50 32-45 

Cr-tot 75000 e.b. 99,4 3-4 3-4 

Hg 35 495 0,13 5-33 0,007-0,05 

Mo 375 5264 123 9-12 11-15 

Ni 375 5264 57,6 25-30 14,4-17,3 

Pb 263 3685 29,7 16-33 4,8-9,8 

V 525 7370 487 6-9 29-44 

Zn 75000 e.b. 130 26-52 34-68 

U 45 632 84,9 42-69 35,7-58,6 

e.b. Ej begränsande 

1 Beräknat med RfD-data från US.EPA/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken. Ett fall på 100 000 accepteras. 

2 %-Lakbarhet = summan av lätt adsorberbart, karbonatbundet, organiskt bundet samt bundet till amorfa oxidhydroxidfraktioner. 

Resultaten visar att det bara är ett element som kan utgöra en risk nämligen arsenik. Detta om det tas 

hänsyn till cancerrisken. Arsenik utgör en risk för båda markanvändningsalternativen. Om indata som 

tar hänsyn till cancerrisken (US.EPA) används erhålls en referenskoncentration på 4 mg/kg TS för 


20

oendeområden respektive 37 mg/kg TS för strövområden. Koncentrationerna kan jämföras med medelhalten 

i rödfyren på 109 mg/kg TS varav 19-56 mg/kg TS bedöms kunna vara tillgängligt i magtarmkanalen. 

Rödfyren bedöms således kunna utgöra en risk vid intag av jord. Sannolikheten för intag 

bedöms bedöms som stor och konsekvenserna vid intag under en längre tid likaså. Den letala dosen 

arseniktrioxid uppgår t.ex. till mellan 70-180 mg (1-2 mg/kg kroppsvikt). Dagligt intag av 1-4 mg As 

under några veckor har hos barn visats ge upphov till allvarliga skador, vissa med dödlig utgång (Victorin 

et al., 1990). Ett intag av 70-180 mg arsenik genom intag av rödfyr motsvarar ett direkt intag av 

mellan 640-1600 g rödfyr vid ett och samma tillfälle. Sannolikheten av att vid ett tillfälle få i sig en 

dödlig dos bedöms därför som osannolik. 

De framräknande referenskoncentrationerna är för arsenik lägre jämfört med den naturliga jordmånen 

(4-13 mg/kg TS) för boendeområden. Även den naturliga jordmånen i området kan således vara 

olämplig för boende beroende på sitt arsenikinnehåll. Sannolikheten och konsekvenserna bedöms dock 

som små (se resonemang avseende rödfyr). De beräknade referenskoncentrationerna är också lägre 

jämfört med alunskifferns halter (65-128 mg/kg TS) för båda markanvändningsalternativen. Lakbarheten 

för arsenik i alunskiffern varierar från cirka 7 % för ovittrad skiffer och cirka 36 % för vittrad skiffer. 

Detta motsvarar i halt 9 mg/kg TS för ovittrad alunskifferskiffer och 23 mg/kg TS för vittrad alunskiffer. 

Andelen lakbar arsenik i alunskiffern är relativt hög och resultaten visar på att andelen ligger 

högre jämfört med de framräknade referenskoncentrationerna framförallt för bostadsanvändning. Ruby 

et. al., (1999) menar dock att partikelstorleken i sig är en viktig faktor för biotillgängligheten. Eftersom 

alunskiffern främst finns i större stycken och kornstorlekar bedöms således inte den direkt utgöra 

någon risk. Både sannolikheten och konsekvenserna av att inta en för stor mängd alunskiffer bedöms 

som små. 

Hudkontakt 

När det gäller hudkontakt sker exponering när förorenad jord fastnar på huden och föroreningar tas 

upp i blodet genom huden. De kroppsdelar som huvudsakligen exponeras är händer, armar, fötter och 

ben. Exponeringen är bl.a. beroende av exponerad hudyta, mängden jord som fastnar på huden och 

exponeringstid. Beräkningen av referenskoncentrationen utgår från TDI-doser samt risken för cancer. 

Exponeringstiden är kortare än vid upptag av jord eftersom tiden av året då stora hudytor exponeras 

för damning är kortare än möjligheten att få i sig föroreningar via munnen. För boende inom området 

bedöms barn exponeras 80 dagar per år och vuxna 45 dagar/år, d.v.s. samma antagande som för beräkning 

av de generella riktvärdena för känslig markanvändning. För strövområde bedöms vuxna exponeras 

ungefär en tredjedel av tiden som vistelse sker i området eftersom den största exponeringen sker 

under sommarperioden, d.v.s. vid promenad en dag per vecka uppskattas exponeringen till ungefär 15 

dagar/år. Övrig tid under året bedöms ingen hud exponeras för föroreningar. Barn bedöms exponeras 

under ungefär hälften av tiden som de antas vistas i området eftersom de har ett annat rörelsemönster 

än vuxna, d.v.s. exponering bedöms ske ungefär 15 dagar/år. 

I beräkningen används även en ämnesspecifik adsorptionsfaktor för hudupptag. För uran och molybden 

har värdet 0,001 hämtats från Risk Assessment Information System, http://risk.lsd.ornl.gov. För 

övriga parametrar, t.ex. exponerad hudyta och daglig hudexponering, bedöms de data som använts för 

de generella riktvärdena som tillämpbara. 

Beräkningarna visar åter att arsenik kan utgöra ett problem om hänsyn tas till cancerrisken. Den framräknande 

referenskoncentrationen på 67 mg/kg TS ligger under medelhalten för rödfyren. Denna exponeringsväg 

bedöms som sannolik. 


21

Tabell 6. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen hudkontakt med medelhalten i rödfyr redovisad 

för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk. 

Hudkontakt 

(mg/kg TS) 

Boende 

Strövområde 

Medelhalt 

Rödfyr 

(mg/kg TS) 

As 10011/67 1 40152/269 1 109 

Ba e.b. e.b. 1210 

Cd 349 1862 2,2 

Co 3422 18250 16,6 

Cu e.b. e.b. 90,4 

Cr-tot e.b. e.b. 99,4 

Hg 543155 2451 0,13 

Mo 244420 e.b. 123 

Ni 698 3724 57,6 

Pb 28516 152083 29,7 

V 342188 e.b. 487 

Zn e.b. e.b. 130 

U 29330 156429 84,9 


Beräknat med RfD-data från US.EPA/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken. Ett fall på 100 000 accepteras. 

Referenskoncentrationen är också lägre än medelhalten för både vittrad och ovittrad skiffer. Trots 

detta bedöms inte skiffern utgöra någon risk. Alunskifffern är till större delen täckt av jordmån i de 

områden där bostäder finns och kontakttiden är begränsad, vilket kan göra att kontakttiden är överskattad 

för speciellt barn. En minskad kontakttid för markanvändningsalternativet boende från t.ex. 70 

dagar till 10 dagar per år för barn medför att den beräknade referenskoncentrationen i stort sett hamnar 

i nivå med halterna i alunskiffern d.v.s. knappt någon risk alls. Sannolikheten och konsekvenserna 

bedöms således som små avseende alunskiffern. 

Inandning av damm 

Vid inandning av damm bedöms inandning av fina dispergerade dammpartiklar vara en relevant exponeringsväg 

i de tre områdena framför allt vid varma sommardagar. Partiklar större än 10 µm fastnar i 

bronkerna men kan senare sväljas och de finare partiklarna kan direkt gå ned i lungorna. De generella 

riktvärdena har beräknats utifrån en toxikologisk referenskoncentration i luft eller, när sådant värde 

saknas, utifrån TDI-värden och genomsnittlig daglig inandning. Sättet för platspecifik beräkning är 

liknande. För uran och molybden har värden för TDI använts. Avseende arsenik och kadmium så har 

beräkningar gjorts med RfC-data där hänsyn tas till cancerriskerna.enligt WHO. 

Koncentrationen av förorenat stoft i luften antas vara samma som för beräkningarna av de generella 

riktvärdena. För beräkning utifrån TDI-värden bedöms exponeringstiden vara den samma som för 

intag av jord enligt ovan, d.v.s. för boende inom området 365 dagar/år för både barn och vuxna och för 

strövområde 52 dagar/år för vuxna och 26 dagar/år för barn. För övriga parametrar, t.ex. andningshastighet 

och lungretention, bedöms de data som använts för de generella riktvärdena som tillämpbara. 


22

Tabell 7. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen inandning av damm med medelhalten i 

rödfyr redovisad för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk. 

Inandning av damm 

(mg/kg TS) 

Boende 

Strövområde 

As 164 1 1095 1 109 

Ba 12252 1 81683 1 1210 

Cd 123 1 817 1 2,2 

Co 89859 2 e.b. 2 16,6 

Cu e.b. 2 e.b. 2 90,4 

Cr-tot e.b. 2 e.b. 2 99,4 

Hg 24505 1 163367 1 0,13 

Mo 320924 2 e.b. 2 123 

Ni 613 1 4084 1 57,6 

Pb 12252 1 81683 1 29,7 

V 24505 1 163367 1 487 

Zn e.b. 2 e.b. 2 130 

U 38511 2 540634 2 84,9 


1 Beräknat med RfC-data. 

2 Beräknat med TDI-data. 

Medelhalt 

Rödfyr 

(mg/kg TS) 

Beräkningarna visar att damning inte är en relevant exponeringsväg för något element. Ingen risk bedöms 

heller finnas för alunskiffern. Den dammar ej och risken är således obefintlig. 


Beträffande intag av grundvatten kan grundvatten bli kontaminerat antingen genom kontaminering av 

en grundvattenbrunn eller via inträngning i dricksvattenledning i det förorenade området. Vid beräkning 

av de svenska generella riktvärdena har endast direkt kontaminering av vattenbrunn beaktats. Att 

inträngning av vittringsvatten även sker i ledningar är sannolik med tanke på erfarenheterna avseende 

kadmiumproblematiken i reningsverksslammet i Degerhamn. 

Referenskoncentrationerna för intag av grundvatten har beräknas utifrån toxikologiskt baserade dricksvattenkriterier. 

Har dricksvattenkriterier saknats har referenskoncentrationerna i stället beräknats via 

exponeringen då doserna för tolerabelt dagligt intag använts. Beräkning av referenskoncentrationerna 

för Degerhamnsområdet har utförts på samma sätt som beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden 

men med platsspecifik hänsyn till föroreningsutbredning, gradient och hydraulisk konduktivitet 

i området samt K D -värden bestämda utifrån utförda lakförsök och totalhalter, d.v.s. hänsyn har tagits 

till den verkliga lakbarheten. Antagandet för K D -värdet är att vittringen och borttransporten av vittringsprodukter 

har nått ”steady-state” d.v.s. att borttransporten och ursköljningen motsvaras av en lika 

stor lossvittring av metaller. När det gäller äldre vittrande material bedöms detta som ett rimligt antagande, 

däremot inte när det gäller färskare avfall där en ökad vittring kan ske med tiden (se även Projekt 

Degerhamn rapport 2005:04). Beräkningar med K D -värden genomförs också med det antagandet 

att alla element har ett linjärt samband mellan fast och löst fas d.v.s. linjära sorbtionsisotermer. Beräkningarna 

har därför gjorts för flera olika alternativ eller för max-min K D -värden baserade på lakförsök 

på både rödfyr och alunskiffer (”känslighetsanalys”). Detta även för att visa på betydelsen av den naturliga 

vittringen av alunskiffern i området. K D -värdena har bestämts genom s.k. skakförsök (L/S 2 

och L/S 10). Generellt uppvisar vittrad alunskiffer låga K D -värden p.g.a. mängden sekundära mineral 

som löser upp sig vid bestämningen av K D genom lakförsök (skakförsök), vilket bekräftas av grundvattenanalyser 

nära vittrande brytväggar, vilka uppvisar höga metallhalter i Degerhamnsområdet. 


23

För uran finns ett provisoriskt gränsvärde från WHO på 0,015 mg/l. WHO anger också ett gränsvärde 

för molybden på 0,07 mg/l. För arsenik har beräkningar genomförts på två sätt. Dels med livsmedelsverkets 

gränsvärde (10 µg/l) som indata dels med konservativa indata avseende cancerrisken (0,2 µg/l 

risknivå 1 på 100 000 enligt US.EPA). 

Referenskoncentrationerna för intag av grundvatten gäller främst Degerhamnsområdets norra del där 

fastigheterna inte har kommunalt dricksvatten utan där enskilda brunnar finns med dricksvattenuttag. 

Beräkningarna visar även riskerna generellt och i jämförelse med alunskiffern. Brunnarna i norra delen 

av Degerhamnsområdet ligger dock delvis utanför det direkta dräneringsområdet för rödfyren i det 

norra området och nere i sandstensakvifären. Geohydrologiska undersökningar (se Projekt Degerhamn 

rapport 2005:06) har visat att huvuddelen av lakvattnen från den naturligft vittrande alunskiffern och 

rödfyren flödar ytligt i den uppruckna alunskiffern. Risken för förorening av det djupare grundvattnet 

som används för uttag av dricksvatten har bedömts som mindre. 

Tabell 8. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen intag av grundvatten med varierande K D - 

värden för rödfyr (lågt K D = lakbart, högt K D = mindre lakbart) med medelhalten i rödfyr redovisad för jämförelse. 

Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk. 


(mg/kg TS) 

min K D 

max K D 

Medelhalt 

Rödfyr 

(mg/kg TS) 

As 4812/96 1 348438/6967 1 109 

Ba e.b. e.b. 1210 

Cd 84 1176 2,2 

Co 542 2 560131 2 16,6 

Cu e.b. e.b. 90,4 

Cr-tot e.b. e.b. 99,4 

Hg 1507 8407 0,13 

Mo 2008 758952 123 

Ni 1050 277674 57,6 

Pb 246087 e.b. 29,7 

V 504952 e.b. 487 

Zn e.b. e.b. 130 

U 1554 e.b. 84,9 


1 Beräknat med data från Livsmedelsverket/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken. 

2 Beräknat med TDI 

Avståndet från det förorenade området, d.v.s. rödfyr, till brunn har uppskattats till 400 m. Längden av 

det förorenade området i grundvattenflödets riktning har bedömts uppgå till 200 m. Infiltrationen tillgänglig 

för både grund- och ytvattenbildning har för beräkningarna bedömts som mest kunna uppgå 

till 150 mm/år (se Projekt Degerhamn 2005:06). Densiteten hos materialet har satts till 1,1 ton/m 3 enligt 

laboratorietest. Gradienten i områdena har uppskattats till 0,05 och akvifärens mäktighet har bedömts 

till 20 m. Djup som bedömts rimliga baserade på data från brunnsarkivet. Akvifären där vatten 

tas från omfattar således både jordlagret ovan skiffern i området samt de övre lagren av skiffern. 

Referenskoncentrationerna har vidare beräknats för dels en hydraulisk konduktivitet i rödfyr och jord 

uppgående till 3×10 -4 m/s och dels för en hydraulisk konduktivitet i skiffer uppgåendes till 5×10 -7 m/s, 

utifrån utförda hydrauliska tester. 


24

Tabell 9. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen intag av grundvatten med varierande K D - 

värden för alunskiffer (lågt K D = lakbart, högt K D = mindre lakbart) med medelhalten i vittrad och ovittrad 

naturlig skiffer redovisad för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk. 


(mg/kg TS) 

min K D 

max K D 

Medelhalt vittrad 

naturlig skiffer 

(mg/kg TS) 

Medelhalt ovittrad 

naturlig skiffer 

(mg/kg TS) 

As 186/4 1 549/11 1 61,2 131 

Ba 4602 136785 825 723 

Cd 0,05 10,6 11,3 14,1 

Co 0,6 2 1509 2 3,95 16,9 

Cu 1347 e.b. 175 206 

Cr-tot 359 31035 114 105 

Hg 186 691 0,171 0,143 

Mo 3 12333 153 124 

Ni 3 4706 123 320 

Pb 1152 6835 41,3 41,1 

V 6597 2 167632 2 3325 3115 

Zn 83 e.b. 381 498 

U 12 246 89,3 83,9 




Beräkningarna visar att det kan finnas risk för förorening av grundvattnet i brunnar om spridning av 

lakvatten från rödfyren sker mot sådana. Utspädningen räcker inte till. Det måste betonas att ingen 

direkt hänsyn tas till olika fastläggningsmekanismer som kan ske under transporten. Geokemiska modelleringar 

(se Projekt Degerhamn rapport 2005:04) har visat att sådana mekanismer är betydelsefulla. 

Beräkningarna visar också att det framförallt är arsenik som kan medföra problem. Sannolikheten och 

konsekvenserna för läckage och förorening av befintliga brunnar idag bedöms som liten. Undersökningar 

har visat att vattnet från rödfyren främst flödar ytligt mot Kalmarsund. Större delen av de fastigheter 

i norra delen av Degerhamn ligger även utanför det direkta dräneringsområdet. 

Den vittrande alunskiffern är ett större problem. Beräkningarna visar att arsenik, kadmium, kobolt, 

molybden, nickel, zink och uran kan innebära problem. Problemet verkar främst finnas hos den redan 

vittrade alunskiffern. 

Sammanfattningsvis så tyder beräkningarna på att det idag inte bör finnas någon antydan till påverkan 

i brunnarna nedströms rödfyrshögarna. Detta bekräftas av utförda undersökningar. Brunnarna generellt 

i Degerhamnsområdet håller dock höga uranhalter något som av beräkningarna verkar tyda på ett naturligt 

påslag från alunskiffern. Beräkningarna antyder också, även om slutsatsen kan tyckas vara hårddragen, 

att källan till kadmiumet i reningsverksslammet inte kommer från rödfyren utan snarare från 

vittrande alunskiffer. 

Intag av grönsaker 

Intag av grönsaker som växer på förorenade områden kan innebära att man får i sig föroreningar som 

grönsakerna tagit upp från jorden genom rötterna eller genom deposition av damm på t.ex. blad. För 

beräkning av de generella svenska riktvärden har en upptagsfaktor beräknats genom att ta hänsyn till 

upptaget i både stam och rötter som sedan ska representera upptaget i växter. Viktiga parametrar för 

exponering är koncentrationen i de ätliga delarna av växten, det dagliga intaget och andelen av konsumtionen 

som har odlats på plats. Beräkningarna görs utifrån doserna för tolerabelt dagligt intag. Det 

måste betonas att olika växter upptar element i olika hög grad (t.ex. Stoltz och Greger, 2002; Stoltz, 


25

2004), vilket gör dessa och liknande beräkningar svåra att göra. De framräknande referenskoncentrationerna 

ska således inte tas som fixa halter utan snarare visa möjliga risker. 

Tabell 10. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen intag av grönsaker med medelhalten i rödfyr 

redovisad för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk. 

Intag av 

grönsaker 

Medelhalt 

Rödfyr 

mg/kg TS mg/kg TS 

As 4 109 

Ba 270 1210 

Cd 18 2,2 

Co 473 16,6 

Cu 42245 90,4 

Cr-tot 675926 99,4 

Hg 159 0,13 

Mo 17 123 

Ni 483 57,6 

Pb 1577 29,7 

V 1721 487 

Zn 30724 130 

U 35 84,9 




Indata till beräkningarna har tagits från Naturvårdsverket. För molybden, vanadin och uran finns inget 

värde för koncentrationsförhållande mellan växt-jord. Värde har i stället antagits som det högsta värdet 

av ”Soil-plant dry uptake” ”Soil-plant wet uptake” enligt http://risk.lsd.ornl.gov för att göra en konservativ 

bedömning. Detta värde är cirka en tiopotens högre jämfört med det värde som beräknades ut av 

SLU (1981) d.v.s. värdet som antagits är ytterligare ett konservativt antagande (vilket medför att riskerna 

kan överskattas). 

Exponeringsvägen intag av grönsaker är endast relevant för boende i området och exponeringstiden 

bedöms uppgå till 3 månder per år, d.v.s. 90 dagar/år. Detta är den bedömda tiden för tillgång till 

egenodlade grönsaker. För övriga parametrar, t.ex. genomsnittlig daglig konsumtion, bedöms de data 

som använts för de generella riktvärdena som tillämpbara. 

Beräkningarna visar att upptaget av arsenik, barium, molybden och uran i växter kan innebära risker 

om de växer direkt på rödfyr. De framräknande referenskoncentrationerna är alla lägre än motsvarande 

medelhalt i rödfyr. Halterna är också lägre än halterna i alunskiffer, vilket kan innebära problem vid 

odling i den s.k. residualjorden. De framräknande halterna ligger också lägre än uppmätta halter i naturlig 

jordmån för både arsenik och molybden. 

Växtupptag av radionuklider i växter har tidigare undersökts i samband med brytningen av uran i Ranstad 

i början av 1980-talet av både SLU och SKB (SLU, 1981; SKB, 1983). SLU konstaterar att det 

finns ett samband mellan mineralämnesupptag och uranupptag, där ett ökande upptag av mineralämnen 

(t.ex. Kalcium) verkar sänkande på upptaget av uran. Likaså finns ett samband mellan ett ökat 

upptag av uran med ökande pH i mark. Däremot är sambandet mellan totalhalt uran i grödor och totalhalt 

uran i mark ganska svagt. I SKBs studie (som delvis bygger på samma data som i SLUs studie) 

presenterades snarlika resultat d.v.s upptaget i grödor var litet. Man kunde dock konstateras att upptaget 

i sockerbetor var högt. 


26

En bedömning av sannolikheten och relevansen avseende denna exponeringsväg för Degerhamn medför 

att exponeringsvägen bör tonas ned vid en helhetsbedömning avseende riskerna i Degerhamn. Odling 

direkt i rödfyr bedöms som mindre trolig. Rödfyren är näringsfattig och sannolikt svårodlad och 

odling sker sannolikt i matjord eller annan tillförd jord. Konsekvenserna avseende ”hushållsodling” i 

närheten av bostäder bedöms som liten. Odling sker dock i den s.k. residualjorden strax ovan den s.k. 

brottkanten i Degerhamnsområdet. Detta är dock inte en miljörisk som hör till rödfyrsproblematiken. 

Likaså indikerar tidigare undersökningar att växtupptaget är lågt. Andelen uran som bedöms vara direkt 

tillgängligt (karbonatbundet och sorbetat) för växtupptag varierar från omkring 19 % för residualjorden 

och den ytliga alunrödfyren till nästan 28 % i den ytliga kalkrödfyren, vilket bedöms som tämligen 

låga andelar. SLU (1981) och SKB (1983) anger också att andelen uran tillgängligt för upptag i 

växter är lågt. 

Miljörisker – mark och ytvatten 

När det gäller effekterna på miljön har exponeringsvägarna för effekter inom området studerats. Vid 

framtagandet av de platsspecifika referenskoncentrationerna för miljöpåverkan har samma data använts 

som vid framtagandet av de generella ekotoxikologiska värdena i Naturvårdsverkets generella 

riktvärden för mindre känslig markanvändning. De ekotoxikologiska värdena (halterna) för effekter 

inom området representerar en nivå vid vilken inga betydande störningar finns för ekologin i jorden. 

Värdena bygger på resultaten från ekotoxikologiska tester. Dessa data kommer från Nederländerna. I 

Nederländerna pratar man om interventionsvärden då 50 % av arterna skyddas. Detta är även den nivå 

som använts av Naturvårdsverket d.v.s. 50 % artdöd accepteras vid mindre känslig markanvändning. 

För uran och vanadin saknas interventionsvärde. Det värde som har påträffats i litteraturen gällande 

ekologisk påverkan är ett fytotoxicitetsvärde för jord för uran på 5 mg/kg och för vanadin på 2 mg/kg 

enligt "Ecological Screening Values" (http://www.srs.gov/general/enviro/erd/ffa/rdh/rdh.html). Data 

för molybden och barium har hämtas från RIWM (2001). 

Tabell 11. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen miljörisker-mark med medelhalten i rödfyr 

redovisad för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk. 

Miljörisker 

Mark 

Medelhalt 

Rödfyr 

mg/kg TS mg/kg TS 

As 40 109 

Ba 890 1210 

Cd 12 2,2 

Co 240 16,6 

Cu 190 90,4 

Cr-tot 230 99,4 

Hg 10 0,13 

Mo 190 123 

Ni 210 57,6 

Pb 290 29,7 

V 2 487 

Zn 720 130 

U 5 84,9 

Resultaten visar att halterna av arsenik, barium, vanadin och uran i rödfyr är så pass höga att markmiljörisker 

kan finnas i rödfyrsområdet. Ytterligare en faktor som kan påverka markmiljön är surhetsgraden 

i vissa områden där alunrödfyr finns belägen. Denna exponeringsväg bedöms som högst sannolikt 

och konsekvenserna som stora. Stora delar av rödfyrshögarna är även dåligt bevuxna, vilket skulle 

kunna bekräfta denna slutsats. 


27

När det gäller effekter i ytvatten så är den huvudsakliga recipienten Kalmarsund. I Kalmarsund sker en 

stor utspädning och beräkningar är inte relevanta. Likaså finns inga direkta naturliga vattendrag eller 

sjöar i området. Alla bäckar och den s.k. fågelsjön är alla redan idag påverkade av den vittrande alunskiffern 

och rödfyr och kommer att påverkas i framtiden. Bäckarna och vattendragen har mer karaktären 

av lakvattenflöden under den period de flödar. Projekt Degerhamn rapport 2005:04 visar att risken 

för en ökad utlakning i framtiden är liten. Därför jämförs i stället aktuella halter i de ytvatten som 

finns i området med vattenkvalitetskriterier från Kanada (som även fungerar som underlag för Naturvårdsverkets 

generella riktvärden). I de fall data inte kunnat erhållas från Kanada har data från Suter 

och Tsao (1996) använts. Dessa omfattar bl.a. data från US.EPA. Den totala belastningen från Degerhamn 

till Kalmarsund sätts också i relation med andra betydande källor. 

Tabell 12. Medelhalter i ytvatten (ofiltrerade prover) och den s.k. fågelsjön med redovisade vattenkriterier. 

Analyser under detektionsgränsen har antagits motsvara halva detektionsgränsen, förutom de fall där alla analyser 

alltid legat under detektionsgränsen och varit densamma för alla prover. Gråmarkerade data visar element 

som kan innebära en risk. 

Ytvatten 

2:2 

Norra 


(n=16) 

Ytvatten 

1:4 

Utlopp 

Fågelsjö 

(n=16) 

Ytvatten 

6:1 

Hamnen 

Ytvatten 

4:1 

Södra bruket 

Ytvatten 

5:1 

Södra 


(n=15) 

Fågelsjön 

Vattenkvalitetskriterier 

(n=7) (n=5) 

n=6 

µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l 

As 0,75±0,57 3,23±3,59 0,44±0,25 0,73±0,3 1,44±0,48

6.2.4 Strålning -radon 

Några direkta undersökningar av strålningsriskerna och radonproblemen i samband med rödfyr har 

inte gjorts i Degerhamn. Sedan tidigare finns dock utredningar gjorda (SSI, 2001; SSI, 2003). 

Strålningen i Degerhamnsområdet härrör från uranet i den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern, 

samt uranet i rödfyren. 

Uran består i huvudsak av tre radioaktiva isotoper, 238 U (99,27 %), 235 U (0,72 %) och 234 U (0,0054 %). 

234 U är en sönderfallsprodukt av 238 U. Vid radioaktivt sönderfall av 238 U bildas en hel rad olika dotterprodukter 

i olika steg. Alfapartiklar bildas vid sönderfallet till 234 Th som sedan genom betasönderfall 

bildar 234 Pa. 234 U bildas sedan genom betasönderfall (Dock, 2002). Vid de olika sönderfallen bildas 

också gammastrålning. I den fortsatta kedjan bildas radon, polonium och olika blyisotoper. Den stabila 

slutprodukten är 206 Pb. 

Två problem finns således med det uran som finns både naturligt i alunskiffern och i rödfyren. Problemen 

är den avgivna gammastrålningen samt det radon som bildas vid uransönderfallet. Radon är en 

gas, vilket kan tränga in i byggnader och hus och även lösas i vatten. 

Är gammastrålningen ett problem? Gammastrålningen från alunskiffer, t.ex. i Västergötland, kan vara 

upp till 2 µSv/h, i Skåne och på Öland upp till 0,4 µSv/h (Sv=Sievert, ett mått på den omfattning av 

biologiska skador olika typer av strålning ger). Morän med innehåll av alunskiffer (Västergötland) kan 

ge en strålning på upp till 1 µSv/h (SSI, 2003). Den externa strålningen är således något mindre på 

Öland. Med tanke på likheterna mellan uranhalterna i moräninnehållande alunskiffer, alunskiffer och 

rödfyr är det inte orimligt att anta att strålningen från rödfyr också mycket väl kan ligga i intervallet 

0,4-1 µSv/h d.v.s i samma storleksordning som alunskiffer och den ”naturliga” bakgrundstrålningen. 

Ur strålningssynpunkt bör således inte rödfyren i Degerhamn innebära någon större risk. Inte i jämförelse 

med det naturliga tillskottet Gammastrålningen är visserligen upp till 10 ggr högre än vad som är 

genomsnittligt i Sverige (SSI, 2003) men sannolikt lika hög som i morän med innehåll av alunskiffer 

och i nivå med strålningen från alunskiffern i sig. Till detta ska även läggas den korta tid människor 

generellt exponeras för gammastrålning t.ex. i samband med promenader. SSI (2003) anger också att 

gammastrålningen från rödfyr lätt kan avskärmas med ett 20 cm tjockt lager av morän eller sand, vilket 

medför att hus byggda på rödfyr inte bör ha några problem med gammastrålning. 

Radon kan dock vara ett problem. Den radongas som bildas i samband med sönderfallet av uran kan 

lät ta sig in i byggnader byggda på eller i närheten av rödfyr om de inte är byggda radonsäkert. Exponering 

utomhus bedöms dock inte innebära några problem eftersom gasen ”späds” ut och ventileras 

bort. Det bedöms dock som svårt att för byggnader direkt särskilja det tillskott av radon som sker från 

den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern från det tillskott som sker från rödfyr. Helt klart är dock 

att radonrisker kan finnas i samband med byggnation på rödfyr. 

6.2.5 Transport av föroreningar till huvudrecipienten – Kalmarsund 

I tabell 13 redovisas transporten av olika element från Degerhamnsområdet i olika medier. Det är nästintill 

omöjligt att särskilja läckaget kommande från vittrande rödfyr från den naturliga och antropogena 

vittringen av alunskiffer i området. Därför ska läckaget från detta område ses som ett summerat 

läckage. Den naturliga bakgrundstransporten anses i stället representeras av vattendraget Strömmeln 

som mynnar ut i Degerhamn i samma område. 

I tabellen ses det att rödfyren står för en stor andel av den totala belastningen till Kalmarsund. Rödfyren 

och den vittrande skiffern står för mellan 60-100 %. Mängdmässigt ligger den totala belastningen 

på några enstaka kg upp till cirka 40 kg för uran. 


29

Dessa mängder kan t.ex. jämföras med andra källor som belastar Kalmarsund. Några av dessa källor 

redovisas i tabell 14. Botorpström, Emån, Alsterån, Hagbyån och Ljungbyån står för nästan 100 % av 

bidraget av metaller från Kalmar län till Kalmarsund (Öberg-Högsta och Bank, 2004). Till detta ska 

Lyckebyån och Mörrumsån i Blekinge län läggas. Mängderna redovisas som större ytvattendrag i tabell 

14. Dessa vatten har tillsammans stora avrinningsområden inom vilka flera källor är lokaliserade, 

industrier m.fl. Det totala avrinningsområdet för dessa vattendrag uppgår till mer än 11 500 km 2 , vilket 

kan jämföras med Degerhamnsområdets avrinningsområde på cirka 4 km 2 (andel på cirka 0,03 %). De 

punktkällor som finns och som inte direkt har dessa vattendrag som recipient redovisas också i tabellen. 

De största punktkällorna på fastlandet är Mönsterås bruk tillsammans med diverse avloppsreningsverk. 

Tabell 13. Sammanställning av årlig transport med olika källor från Degerhamnsområdet. Observera att med 

källan rödfyr menas både rödfyr och vittrande alunskiffer inom själva Degerhamnsområdet. Att särskilja dessa 

källor är omöjligt. Den naturliga transporten anses representeras av transporten i Strömmeln. 

Ytvatten 

från rödfyr 

Naturlig 

transport 

(Strömmeln) 

Grundvatten Damning Totalt från 

området med 

rödfyr 

Totalt ut till 

Kalmarsund 

Andel från 

området med 

rödfyr 

kg/år kg/år kg/år kg/år kg/år % 

As 0,15 0,07 0,27 0,82 1,24 1,31 95 

Ba 12 11,5 5,3 - >17,3 >28,8 >60 

Cd 0,05 0,02 0,87 0,07 0,99 1,01 98 

Co 0,03 0,03 26 - >26 >26 100 

Cu 0,7 0,5 23 1,6 25,3 25,8 99 

Cr-tot 0,02 0,09 0,44 0,5 0,96 1,05 91 

Hg - - - - - - - 

Mo 8,5 4,5 9,0 - >17,5 >22 >80 

Ni 1,8 0,4 50 1,4 53,2 53,6 99 

Pb 0,01 0,04 0,10 1,3 1,41 1,45 97 

V 0,15 0,14 0,24 2,3 2,69 2,83 95 

Zn 1,2 0,4 62 8,1 71,3 71,7 99 

U 7,6 14 15 - >22,6 >36,6 >61 

- Ej beräknad p.g.a. avsaknad av data. 

Tabell 14. Sammanställning av årlig belastning från några andra källor på Kalmarsund. För beräkning av 

punktkällor har utsläpp från Mönsterås bruk och större avloppsreningsverk (Koholmen, Karlskrona och Sternö, 

Karlshamn) summerats i de fall det varit möjligt. Data från Öberg-Högsta och Bank, 2004. För Degerhamn 

redovisas den totala belastningen d.v.s inluderat naturlig bakgrund. 

Större 

ytvattendrag 

Arealbelastning Punktkällor Total belastning 


Arealbelastning 


kg/år kg/km 2 ,år kg/år kg/år kg/km 2 ,år 

As 1200 0,104 - 1,31 0,328 

Ba - - - >28,8 >7,2 

Cd 130 0,011 >19 1,01 >0,253 

Co - - - >26 >6,5 

Cu 6300 0,548 8186 25,8 >6,45 

Cr-tot - - - 1,05 0,263 

Hg 11 0,001 - - - 

Mo - - - >22 >5,5 

Ni 2500 0,217 304 53,6 13,4 

Pb 1900 0,165 >37 1,45 0,362 

V - - - 2,83 0,708 

Zn 13000 1,130 >4830 71,7 17,9 

U - - - >36,6 >9,15 

- Ej beräknat. 


30

Generellt sett på mängdbasis så bidrar Degerhamnsområdet med små mängder jämfört med den totala 

belastningen på Kalmarsund. I tabell 14 har även belastningen normaliserats mot avrinningsområdena 

för de större ytvattendragen längs fastlandet och belastningen från Degerhamn. Relativt sett så är belastningen 

från Degerhamn större jämfört med belastningen från fastlandet. Även om belastningen från 

punktkällorna på fastlandet läggs till så bidrar Degerhamnsområdet med mer föroreningar på arealbasis. 

Sammanfattningsvis bidrar således Degerhamnsområdet med större mängder än vad som kan anses 

vara normalt för ett sådant litet område. Förklaringen är inte enbart bidraget från den naturliga 

alunskiffern utan även rödfyren i området. 

6.2.6 Sammanfattning av resultat 

I tabell 15 sammanfattas de exponeringsvägar som bedömts som sannolika och relevanta. Den i huvudsak 

dominerande föroreningen är arsenik. Den bedöms vara relevant för 5 av 7 exponeringsvägar. 

Arsenik är även den förorening som utgör risk vid direktintag av jord och hudkontakt. En stor andel av 

arseniken bedöms förekomma i lättlakade faser, dock främst i femvärd form. En form som är mindre 

giftig. Risker (främst vid intag av jord) finns oavsett om det gäller boende eller vid uttnyttjande av 

området som strömråde. 

Intag av grundvatten kan vara en relevant exponeringsväg för boende. Idag bedöms dock inte rödfyren 

vara något direkt problem utan problemet verkar idag rämst vara knutet till den naturligt vittrande 

alunskiffern i området. Flera element bl.a. arsenik, kadmium och uran kan dock utgöra riskelement i 

vattnet. Intag av grönsaker kan även det vara en exponeringsväg. Den har dock bedömts som mindre 

sannolikt eftersom odling inte är sannolikt direkt i rödfyr. Rödfyren är för näringsfattig. Osäkerheter 

avseende växtupptagsberäkningar bedöms också finnas eftersom storleken av växtupptaget beror på 

typen av växt. Exponeringsvägen ska dock inte helt negligeras. 

Miljörisker i mark bedöms finnas. Arsenik, barium, vanadin och uran bedöms föreligga i halter som 

kan påverka markorganismer. Likså är halterna i de få ytvatten som finns högre än påträffade haltkriterier. 

Någon risk för påverkan i Kalmarsund finns dock inte. Bidraget av föroreningar är dock relativt 

stort i jämförelse med belastningen från övriga källor, speciellt med tanke på Degerhamsområdets 

ringa storlek. 

Tabell 15. Tabellen visar de exponeringsvägar som är aktuella för respektive element för rödfyren. Ett X i fet stil 

markerar en exponeringsväg med hög sannolikhet och risk, medan en exponeringsväg markerad med litet x 

markerar en mindre sannolik exponeringsväg. I de fall två x finns redovisade representerar det första att rödfyren 

är den sannolika källan och det andra att alunskiffern är den sannolika källan. 

Intag av 

jord 

Hudkontakt 

Inandning 

av damm 

Intag av 

grundvatten 

Intag av 

grönsaker 

Miljörisker 

Mark 

Miljörisker 

Ytvatten 

As X/- X/- - x/X x X 

Ba - - - x X X 

Cd - - - -/X X 

Co - - - -/X 

Cu - - - X 

Cr-tot - - - 

Hg - - - 

Mo - - - -/X x 

Ni - - - -/X X 

Pb - - - 

V - - - X 

Zn - - - -/X 

U - - - -/X x X X 


31

Strålningsrisker avseende rödfyren finns inte vid utomhusvistelse. I alla fall inte i jämförelse med den 

naturliga bakgrunden. Radon kan vara ett problem för boende. Det bedöms dock som svårt att direkt 

särskilja det tillskott av radon som sker från den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern från det tillskott 

som sker från rödfyren. Exponering av radongas utomhus bedöms dock inte innebära några problem. 

7. KONSEKVENSER IDAG OCH I FRAMTIDEN 

7.1 Konsekvenser idag - rödfyr 

Rödfyren och alunskiffern vittrar och frigör metaller och andra element. Utläckaget från både rödfyren 

och alunskiffern är tätt sammanknutna och svåra att skilja åt. Majoriteten av de frigjorda elementen 

fastläggs åter i rödfyren eller i dess närhet p.g.a. olika processer. Detta innebär också en fasförändring 

där element övergår till att vara fastlagda i en relativt stabil form till andra faser vilka kan vara mer 

instabila på längre sikt och även medföra större risker (t.ex. sulfid-oxid). 

Det totala utläckaget till Kalmarsund med både yt- och grundvatten är massmässigt relativt litet, men 

med tanke på det begränsade avrinningsområdet i Degerhamn relativt sett jämfört med andra områden 

högt. Utläckaget till Kalmarsund innebär dock inga konsekvenser för växt- eller djurliv. En kraftig 

utspädning sker. Utläckaget är dock en källa utav många och bidrar till den allmänna föroreningen av 

Östersjön (jmf. miljömålet Giftfri miljö). Utläckaget från både rödfyren och alunskiffern är dock så 

pass stort att det bidrar till en lokal halthöjning i de få ytvattendrag som finns i Degerhamnsområdet. 

Halterna av barium, kadmium, koppar, nickel och uran är så pass höga att de överskrider de vattenkriterier 

som finns när effekter kan konstateras. Ekotoxikologiska effekter är således möjliga i vattnen i 

området. Halterna i den fasta rödfyren är även de så pass höga att ekotoxikologiska effekter inte kan 

uteslutas. Halten arsenik i rödfyren är så pass hög att risker finns vid direktexponering. När det gäller 

konsekvenser för grundvattnet så rör de främst det ytliga grundvattnet d.v.s. det som främst uppträder i 

alunskiffern. Riskerna avseende de befintliga dricksvattentäkterna är små. 

Sammanfattningsvis är konsekvenserna med den vittrande rödfyren idag: 

- Vittring av rödfyr innebär en fasförändring där element övergår från vissa faser till andra, vilka 

kan vara mer instabila och även medföra större risker. 

- Utläckage till Kalmarsund. 

- Halthöjning i ytvattnen i närområdet med risk för ekotoxikologiska effekter. 

- Risker avseende direktexponering av rödfyr samt ekotoxikologiska effekter. 

7.2 Konsekvenser i framtiden – rödfyr 

7.2.1 Kemiska aspekter och nya exponeringsvägar 

Utredningarna som gjorts visar att risken för en ökad utlakning från rödfyren i framtiden p.g.a. en 

ökad vittring är liten. Hastigheten med vilken oxidationsfronten tränger ned är i avtagande. Några 

ökade konsekvenser för vare sig Kalmarsund eller ytvattnen i närområdet bedöms således inte finnas. 

Spridningen av föroreningar bedöms inte kunna öka i nämnvärd omfattning i framtiden. 

Konsekvenserna i övrigt i framtiden är lika de som finns idag d.v.s. riskerna avseende direktexponering 

och ekotoxikologiska effekter kommer att kvarstå. Ytterligare konsekvenser ska dock läggas till. 

En är risken för intag av gröda. Idag sker ingen direkt odling av gröda i rödfyr (odling sker på alunskiffer 

i residualjord vilket är skilt från rödfyrsproblematiken), men om rödfyren börjar planas ut och 

användas som utfyllnad d.v.s. en okontrollerad användning, kan risker uppstå. Ytterligare en risk är 


32

intag av dricksvatten. Idag finns det inga brunnar som kan påverkas av vittringsvatten från rödfyren. 

Riskerna är främst förknippade med vittrande alunskiffer. Om nya brunnar installeras nära rödfyr och 

på fel sätt kan risker uppstå genom läckage. Det bör säkerställas att inga andra okontrollerade borrningar 

sker i området. I annat fall kan det inte uteslutas att föroreningar tränger ned till det djupare 

grundvattnet som idag är opåverkat av rödfyrsvatten. 

Förutom tidigare konsekvenser ska således följande framtida läggas till: 

- Risker vid intag av gröda. 

- Risker vid intag av dricksvatten 

- Risk för föroreningsspridning till det djupare grundvattnet. 

7.2.2 Övriga konsekvenser – Tänkbara scenarion 

På lång sikt, hundratals och tusentals år, är även andra konsekvenser möjliga. I ett längre perspektiv är 

en påverkan av klimatförändringar möjlig och sannolik. Klimatförändingarna kan vara naturliga t.ex. 

en ny istid, flera istider har kommit och gått under jordens historia, men även på kortare sikt orsakas 

av den s.k. växthuseffekten. Temperaturförändringar i sig bedöms inte medföra några konsekvenser 

för rödfyren i Degerhamn. Någon ökning av spridning av föroreningar eller förändrade exponeringsvägar 

enbart orsakad av en temperaturförändring är inte sannolikt. De sekundära effekterna av en temperaturförändring 

är mer betydelsefulla. En ny istid d.v.s. temperatursänkning skulle innebära att rödfyren 

blir täckt av en ismassa och på sikt sprids ut i miljön beroende på isrörelser och på mycket lång 

sikt genom avsmältningen. Denna risk och konsekvens bedöms dock som mindre relevant eftersom 

även alunskiffern kommer att eroderas. Någon befolkning kommer heller inte att finnas i Norden. På 

kortare till medellång sikt (hundra till hundratals år) är en temperaturhöjning orsakad av växthuseffekten 

mer relevant att beakta. Växthuseffekten innebär nämligen en höjning av havens vattennivå orsakad 

av ökad regnintensitet och ökad avsmältning av ismassorna vid polerna. De huvudsakliga faktorerna 

som generellt påverkar medelhavsnivån i Östersjön är landhöjningen, den eustatiska havsnivåhöjningen 

och Östersjöns vattenbalans (Meier et al, 2004). Den maximala landhöjningen relativt medelvattennivån 

är 9 mm/år i Östersjöområdet (Meier et al, 2004). I trakterna runt Öland uppskattas den 

dock till omkring 1 mm/år. 

Medelhavsnivån globalt sett är heller inte statisk. Under 1900-talet har havsnivån i medel höjts med 1- 

2 mm/år beroende på termisk expansion och avsmältning av isar (Meier et al, 2004). Den globala havnivåhöjningen 

från 1990-2100 har uppskattats till att ligga mellan 0,09-0,88 m (Meier et al, 2004). 

Sannolikt kommer nivån att stiga även bortom 2100. Hur mycket beror på vilket scenario som antas. I 

värsta fall kan vattennivån stiga flera meter vilket kommer att få oanade konsekvenser för världen 

globalt sett. 

Modelleringar av hur effekterna av en klimatförändring under de närmsta 100 åren skulle påverka 

medelhavsnivån i Östersjön har också gjorts (Meier et al, 2004a, b; Staudt et al., 2004). Modelleringarna 

har utförts inom ramen för SEAREG-projektet (www.gsf.fi). Ett projekt som utreder de socioekonomiska 

och miljömässiga effekterna av en klimatförändring i den Baltiska regionen. Medverkande 

är bl.a. SMHI och Finlands Geologiska Undersökning. Resultaten från projektet har inte varit helt 

entydiga, mycket beroende på vilken utsläppsmodell som använts och vilka indata som nyttjats. Meier 

et al., 2004b menar att det är omöjligt att kvantifiera riskerna för kustområden i ett framtida klimat. I 

de ”bästa” scenariona klarar landhöjningen att hålla emot en medelhavsnivåhöjning. För Degerhamn 

innebär detta framtidscenario inga konsekvenser. I de medelbra och sämsta scenariona ökar dock medehavsnivån 

i hela Östersjön, så även i Degerhamnsområdet. Staudt et al., 2004 menar att det inte är 

orimligt med en vattennivåhöjning på mellan 40-60 cm i Degerhamnsområdet fram till 2100. I den 

norra delen av Östersjön (Bottenviken) talar resultaten mer för en konstant nivå d.v.s. landhöjningen 

kan hålla emot. Resultaten pekar således generellt på att en medelvattenhöjning inte är omöjlig för 


33

Degerhamnsområdet. Konsekvenserna av detta är att delar av Degerhamns sätts under vatten och även 

så delar av rödfyrshögarna, vilket skulle innebära en ökad utlakning p.g.a. ursköljningseffekter och 

även direkt erosion av rödfyr. Erosionen skulle främst orsakas av vågerosion, en process som även är 

tydlig idag i de områden där rödfyr deponerats ända ut till Kalmarsund. Bitvis längs kusten uppträder 

höga strandvallar av rödfyr som skapats av vågerosion. En ökad spridning av föroreningar kan således 

förväntas ut till Östersjön. 

Figur 4. Figuren visar de områden som skulle sättas under vatten i Degerhamnsområdet vid en havsnivåförändring 

med 50 cm (idag ligger medelhögvattennivån på +0,72 m). Ytterligare en meter har lagts till för att försöka 

ta hänsyn till vågpåverkan, vilket även det orsakar erosion. 

© Lantmäteriverket. Ur Geografiska Sverigedata, fastighetskartan. Dnr 106-2004/188 


34

En ökande vattennivå på Östersjön med 40-60 cm bör även medföra en ökad risk för vågerosion eftersom 

rödfyren är utlagd ända ut till vattnet (strandlinjen). I figur 4 redovisas en beräkning på hur en 

havsnivåförändring med 50 cm inkl. effekten av vågerosion (ytterligare 1 m) skulle kunna påverka 

rödfyren i Degerhamn. Uppskattningsvis skulle en volym på cirka 95 000 m 3 rödfyr påverkas. Denna 

volym rödfyr innehåller cirka 11 500 kg As, 12 900 kg Mo, 51 000 kg V och 8900 kg U, varav majoriteten 

skulle kunna mobiliseras antingen genom utlakning eller direkt erosion ut till Kalmarsund. 

Spridningen till Kalmarsund skulle således kunna öka jämfört med dagens spridning på enbart 100 års 

sikt. 

Sammanfattningsvis kan ytterligare en konsekvens läggas till på sikt: 

- Ökad spridning av föroreningar till Kalmarsund orsakad av klimatförändringar 

8. SAMLAD RISKBEDÖMNING 

8.1 Bedömning av nuvarande miljö- och hälsorisker 

Rödfyren i Degerhamn utgör helt klart en risk både human- och ekotoxikologisk sett. I området runt 

Degerhamn finns boende, naturskyddsområden samt Kalmarsund, vilket gör att höga skyddsvärden 

och skyddsobjekt existerar. 

Direktexponering är den i huvudsak största humantoxikologiska risken i dagsläget. Den risken finns 

oavsett boende eller vid uttnyttjande av området som strövområde. Den dimensionerande föroreningen 

är arsenik. Arsenik förekommer i medel i en halt på 109 mg/kg TS varav ungefär hälften bedömts 

kunna vara tillgänglig vid intag av jord. Hudkontakt är ytterligare en exponeringsväg som bedömts 

som rimlig. Intag av dricksvatten och gröda bedöms inte vara sannolika exponeringsvägar i dagsläget 

men möjliga i framtiden. Även alunskiffern och den naturliga jordmånen håller höga halter av främst 

arsenik. Dessa material bedöms inte utgöra lika stora risker. Rödfyren håller så pass höga halter att 

ekotoxikologiska effekter heller inte kan uteslutas utan snarare är sannolika. 

Spridning av föroreningar sker idag både från den vittrande alunskiffern och rödfyren. Alla element i 

det periodiska systemet sprids. Utav dessa är de viktigaste föroreningarna arsenik, barium, kadmium, 

kobolt, koppar, molybden, nickel, vanadin och uran. Att helt särskilja spridningen från de två källorna 

är svårt. Spridningen sker till ytvatten i närområdet samt till Kalmarsund. Spridningen är så pass stor 

att ekotoxikologiska risker är möjliga och sannolika i närområdet. Spridningen är dock inte så pass, på 

mängdbasis, att någon risk finns för kontaminering av Kalmarsund. I jämförelse med andra objekt som 

belastar Kalmarsund är dock belastningen från Degerhamnsområdet orimligt hög. Något som inte enbart 

kan förklaras med den naturliga bakgrunden eftersom rödfyren (och den i anknytning vittrande 

alunskiffern) står för mellan 60-100 % av det totala bidraget från Degerhamnsområdet. 

Konsekvenser finns i dagsläget. Både human- och ekotoxikologiska är sannolika tillsammans med en 

uppenbar spridning till Kalmarsund. Framtida konsekvenser skulle kunna vara dessa samt ökade humantoxikologiska 

risker genom en utökning av antalet exponeringsvägar (intag av grundvatten och 

gröda). 

Sammantaget bedöms rödfyren utgöra en risk. Detta även satt i relation till den naturliga bakgrunden 

och bakgrundstransporten. Riskerna idag och i framtiden anses som mycket stora (Riskklass 1 enligt 

MIFO-modellen). 


35

8.2 Riskreduktion – Nödvändig och motiverad reduktion för rödfyren 

Riskbedömningen visar på att rödfyren i sig utgör en risk. Framförallt är det arsenik som är dimensionerande. 

Arsenik är en relevant förorening i fem av sju exponeringsvägar. Ur ett humantoxikologiskt 

perspektiv är det främst direktexponeringen som utgör en risk. Halterna av arsenik är högre än de beräknade 

referenskoncentrationerna både för intag av jord och vid hudkontakt. Halterna generellt i rödfyren 

är även så pass höga att ekotoxikologiska effekter inte kan uteslutas. I jämförelse med den naturliga 

bakgrunden ligger arsenikkoncentrationerna i nivå med de i alunskiffern. Lakbarheten skiljer sig 

dock åt. Lakbarheten är generellt högre för rödfyren. Halterna av arsenik i rödfyren (cirka 109 mg/kg 

TS) är betydligt högre jämfört med den naturliga jordmånen i området (4-13 mg/kg TS). 

Spridningen av föroreningar från rödfyren är hög med tanke på Degerhamnsområdets ringa storlek. 

Det anses dock inte som det primära målet d.v.s. motiverat att försöka att helt reducera spridningen av 

föroreningar från rödfyren med tanke på den redan höga naturliga bakgrundstransporten d.v.s. från den 

naturligt vittrande alunskiffern. Det primära, mest nödvändiga och mest motiverade målet för en riskreduktion 

bör vara att reducera de risker för direktexponering som idag finns för människor samt att 

reducera riskerna för miljön i rödfyrens närhet. 

Baserat på de beräknande referenskoncentrationerna så borde lämplig riskreduktion på haltbasis för 

arsenik ligga i nivån 4 mg/kg TS för områden med boende och omkring 37 mg/kg TS för strövområden. 

Styrande är då exponeringsvägarna intag av jord och intag av gröda. Inte lika stor vikt bör läggas 

vid den sistnämnda exponeringsvägen. Med tanke på de höga naturliga bakgrundshalterna i jordmånen 

är det mer motiverat att justera upp denna riskreduktion på haltbasis till 15 mg/kg TS för boendeområden 

samt behålla 37 mg/kg TS för strövområden. Direktexponeringsrisken reduceras då för alla material, 

rödfyr samt påverkade naturliga material (påverkade av rödfyr), med för höga arsenikhalter. Att 

nå nivån 40 mg/kg TS är i praktiken omöjlig utan att ta bort all rödfyr. 

8.3 Förslag på övergripande åtgärdsmål 

De övergripande åtgärdsmålen visar den målsättning och syfte med en åtgärd. Några aspekter som 

beaktas vid utformningen av de övergripande åtgärdsmålen för Degerhamn är bl.a.: 

• Riskreduktion 

• Tänkbara metoder för att uppnå riskreduktionen 

• Acceptans från närboende för föreslagen risknivå 

• Kulturhistoriska intressen 

• Framtida markanvändning 

Vid upprättandet av övergripande åtgärdsmål har det ansetts viktigt att ha åtgärder i åtanke på ett tidigt 

stadium. De övergripande åtgärdsmålen har således upprättats och delats in i fem tänkbara åtgärdsnivåer. 

Ökande åtgärdsnivå motsvarar en högre grad av riskreduktion. Varje åtgärdsnivå har tilldelats ett 

tillhörande övergripande åtgärdsmål. Grundläggande för åtgärdsmålen har varit att begränsa hälsoriskerna 

avseende rödfyren samt minska belastningen på Kalmarsund. Att reducera miljöriskerna har inte 

varit det primära, främst med tanke på den naturliga bakgrunden och den naturliga vittringen. Kulturmiljöaspekten 

har inte beaktats separat utan varit avhängig den riskreduktion som uppnås för respektive 

åtgärdsnivå. Den markanvändning som beaktats är den nuvarande d.v.s. ingen nybyggnation utanför 

redan tätbebyggda områden. 


36

Följande åtgärdsnivåer och övergripande åtgärdsmål har upprättats: 

Åtgärdsnivå 0 

Nollalternativet innebär att inga åtgärder vidtas avseende rödfyren i Degerhamn. Hälsoriskerna kommer 

att kvarstå liksom effekter på ekosystemen. Belastningen på Kalmarsund kommer att kvarstå i 

nuvarande omfattning. Kulturmiljön bevaras intakt. 

Övergripande åtgärdsmål: - 


Den lägsta åtgärdsnivån innebär att områdena där rödfyr finns upplagt förklaras som miljöriskområde. 

Detta innebär att planinstrument utnyttjas för att införa restriktioner för utnyttjande av området. Restriktionerna 

bör främst gälla utnyttjande av området för nybyggnation, uttnyttjande av yt- och ytligt 

grundvatten för dricksvattenändamål, restriktioner avseende energibrunnar, uttnyttjande och användning 

av rödfyr. Hälsoriskerna kommer att minska men vara beroende av övervakning. Effekterna på 

ekosystemen kvarstår. Belastningen på Kalmarsund kommer att kvarstå. Kulturmiljön bevaras intakt. 

Framtida övervakning krävs. 

Övergripande åtgärdsmål: 

Under förutsättning att restriktioner som innebär att områden där rödfyr 

deponerats undantas från exploatering efterlevs samt att rödfyren 

inte uttnyttjas eller används, skall människors fysiska hälsa inte kunna 

påverkas. 


I detta alternativ vidtas åtgärder för att eliminera direktexponeringsrisken för rödfyren i området, 

främst för de boende som bor i direkt anknytning till rödfyr. Alternativet innebär också att åtgärderna 

för åtgärdsnivå 1 vidtas. Hälsoriskerna kommer därmed att minska. Effekterna på ekosystemen kommer 

att kvarstå. Kulturmiljön bevaras till större delen intakt. Belastningen på Kalmarsund kommer att 

reduceras något, men till större delen kvarstå. 


Under förutsättning att restriktioner som innebär att områden där rödfyr 

deponerats undantas från exploatering efterlevs samt att rödfyren 

inte uttnyttjas eller används, skall människors fysiska hälsa inte kunna 

påverkas. 

Risken för direktexponering för de som bor i direkt anknytning till 

rödfyr skall elimineras. 


Denna åtgärdsnivå innebär att direktexponeringrisken för rödfyren reduceras så långt det är möjligt. 

Effekterna på ekosystemen begränsas till högarnas närhet. Kulturmiljön kommer att påverkas i hög 

grad. Belastningen på Kalmarsund kommer att reduceras. 


Risken för direktexponering för rödfyr skall elimineras. 

Effekterna på ekosystemen begränsas till rödfyrshögarnas närhet. 

Belastningen på Kalmarsund orsakad av rödfyren skall reduceras. 


37


Denna åtgärdsnivå innebär att hälsoriskerna elimineras helt i Degerhamsområdet avseende rödfyren. 

Effekterna på ekosystemen reduceras så långt det är möjligt, med tanke på den naturliga bakgrunden. 

Kulturmiljön kommer att påverkas i hög grad, sannolikt till stora delar försvinna. Belastningen på 

Kalmarsund kommer att elimineras. 


Riskerna för människors fysiska hälsa skall elimineras. 

Effekterna på ekosystemen reduceras så långt det är möjligt. 

Belastningen på Kalmarsund orsakad av rödfyren skall elimineras. 


38

9. REFERENSER 

Alumaa P., Kirso U., Petersell V., Steinnes E. (2002) Sorption of toxic metals to soil. International 

Journal of Hygiene and Environmental Health 204:375-376. 

ATSDR (1995) Zinc CAS# 7440-66-6. Agency for toxic substances and disease registry. 

ATSDR (1999) Cadmium CAS# 7440-43-9. Agency for toxic substances and disease registry. 

ATSDR (1999) Lead CAS# 7439-92-1. Agency for toxic substances and disease registry. 

Autier V., White D. (2004) Examination of cadmium sorption characteristics for boreal soil nera Fairbanks, 

Alaska. Journal of Hazardous materials 106B:149-155. 

Bowell R.J., Bruce I. (1995) Geochemistry of iron ochres and mine waters from Levant mine, Cornwall. 

Applied Geochemistry 10:237-250. 

CCME (2003) Canadian Environmental Quality Guidelines. Update 2003. Canadian Council of Ministers 

of the Environment. 

Coston J.A, Fuller C.C., Davis J.A (1995) Pb 2+ and Zn 2+ adsorption by a natural aluminium and iron 

bearing surface coating on an aquifer sand. Geochimica et Cosmochimica Acta 59:3535-3547. 

Dock L. (2002) Kemisk toxicitet av uran och utarmat uran. Institutet för miljömedicin, Karolinska 

institutet. IMM-rapport 1/02. 

Düker A., Ledin A., Karlsoon S., Allard B. (1995) Adsorption of zinc on colloidal (hydr)oxides of Si, 

Al and Fe in the presence of a fulvic acid. Applied Geochemistry 10:197-205. 

Karim MD.M. (2000) Arsenic in groundwater and health problems in Bangladesh. Water Research 

34:304-310. 

Kim M-J, Nriagu J. (2000). Oxidation of arsenite in groundwater using ozone and oxygen. The Science 

of the Total Environment. 257:71-79. 

Kinniburgh D.G., Jackson M.L. (1981) Cation adsorption by hydrous metal oxides and clay: I Anderson 

M.A., Rubin A.J. editors. Adsorption of inorganics at solid-liquid interfaces. Ann Arbor, Michigan: 

Ann Arbor Science Publishers Inc. Sid 91-160. 

Kooner Z.S. (1993) Comparatice study of adsorption behaviour of copper, lead, and zinc onto goethite 

in aqueous systems. Environmental Geology. 21:242-250. 

Ma W., Tobin J.M. (2004) Determination and modelling of effects of pH on peat biosorption of chromium, 

copper and kadmium. Biochemical Engineering Journal 18:33-40. 

Meier H.E., Broman B., Kjellström E. (2004a) Modelling sea level variability in different climates of 

the Baltic sea. In: Proceedings of the fourth study conference on BALTEX, Ed.: H.-J. Isemer, 

Gudhjem, Bornholm, Denmark, May 24-28, 2004. International BALTEX Secretariat publication series 

No.29, GKSS, Geesthacht, Germany, p.170-171. 

Meier H.E., Broman B., Kjellström E. (2004b) Simulated sea level in past and future climates of the 

Baltic sea. Climate Research, Vol. 27, No.1 (2004), p.59-75. 


39

Naturvårdsverket (1999a) Metodik för inventering av förorenade områden. Rapport 4918. 

Naturvårdsverket (1999b) Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket 

rapport 4913. 

Naturvårdsverket, 1997a. ”Generella riktvärden för förorenad mark Beräkningsprinciper och vägledning 

för tillämpning. Efterbehandling och sanering.” Naturvårdsverket rapport 4638. 

Naturvårdsverket, 1997b. ”Development of generic guideline values. Model and data used for generic 

guideline values for contaminated soils in Sweden” Naturvårdsverket report 4639. 

SKB (1983) Uranium, thorium and radium in soli and crops – Calculations of transfer factors. SKBF 

Technical KBS Report 83-73. 

SLU (1981). Naturlig radioaktivitet i mark och grödor. Sveriges Lantbruksuniversitet Rapport SLU- 

IRB-52. 

Öberg-Högsta A-L., Bank A. (2004) Metalltransporter till Kalmar sund – Transport och deposition av 

metallerna koppar, zink, bly, kadmium, nickel, arsenik och kvicksilver. Sanering av Oskarshamns 

hamn, Oskarshamns kommun. 2004:4 (2004-05-18). 

Öhlander B., Ljungberg J., Holmström H. (2001) Desorption of metals retained secondarily after release 

by sulphide oxidation; the main mechanism for groundwater contamination in the tailings at the 

laver mine, northern Sweden. GFF 123:153-162. 

Projekt Degerhamn (2004) Kulturhistorisk utredning. Degerhamns bruksmiljöer – Södra Möckleby sn, 

Mörbylånga kn, Öland. Projekt Degerhamn rapport 2004:01. Lotta Lamke, Håkan Nilsson, Kalmar 

läns museum. 

Projekt Degerhamn (2005) Karaktärisering av rödfyr och den naturliga omgivningen i Degerhamn, 

Mörbylånga kommun – Undersökning av halter, vittringsbenägenhet och lakegenskaper. Projekt Degerhamn 

rapport 2005:04. 

Projekt Degerhamn (2005) Geohydrologisk utredning – Geohydrologisk beskrivning och vattenbalans 

för Degerhamnsområdet. Projekt Degerhamn rapport 2005:06. 

Prokop Z., Cupr P., Zlevorova-Zlamalikova V., Komarek J., Dusek L., Holoubek I. (2003) Mobility, 

bioavailability and toxic effects of cadmium in soil samples Environmental Research 91:119-126. 

RIVM (1999) Risk limits for boron, silver, titanium, tellurium, uranium and organosilicon compounds 

in the framework of EU directive 76/464/EEC. 

RIWM (2001) Technical evaluation of the intervention values for soil/sediment and groundwater. 

RIWM Report 711701 023. 

Ruby M.V., Shoof R., Brattin W., Goldade M., Post G., Harnois M., Mosby DE., Casteel S.W., Berti 

W., Carpenter M., Edwards D., Cragin D., Chappell W. (1999) Advances in evaluating the oral 

bioavailability of inorganics in soil for use in human health risk assessment. Environmental Science 

and Technology 33:3697-3705. 

Skogsvårdsstyrelsen (2004) www.svo.se 

SLU, 2003. www.markinfo.slu.se, 2003-12-12. 


40

SLVFS (2001) Statens livsmedelsverks föreskrifter om dricksvatten. SLVFS 2001:30. 

SMHI, 1994. ”Sveriges vattenbalans. Årsmedelvärden 1961-90 av nederbörd, avdunstning och avrinning.” 

SMHI Hydrologi, Nr 49, 1994. 

SSI (2001) Radioaktivt avfall från icke tillståndsbunden verksamhet (RAKET) – Identifiering av aktuellt 

avfall, sammanställning av relevanta regler och principer, förslag på system för omhändertagande. 

SSI 2001:15 

SSI (2003) Kartläggning av radioaktivt avfall från icke kärnteknisk verksamhet (IKA). SSI 2003:22. 

Staudt M., Kallio H., Schmidt-Thomé P. (2004) Modelling a future sea level change scenario affecting 

the spatial development in the Baltic Sea region – First results of the SEAREG project. I Managing the 

Baltic Sea, Schernewski G och Löser N (Eds) Coastline Reports 2 (2004). 

Stoltz E. (2004) Phytostabilisation – use of wetland plants to treat mine tailings. Doktorsavhandling 

Stockholms Universitet. 

Stoltz E., Greger M. (2002) Accumulation properties of As, Cd, Cu, Pb and Zn by four wetland plant 

species growing on submerged mine tailings. Environmental and Experimental Botany 47:271-280. 

Suter, G.W. , II,, C.L. Tsao. (1996) Toxicological Benchmarks for Screening Potential Contaminants 

of Concern for Effects on Aquatic Biota: 1996 Revision. Oak Ridge National Laboratory, Oak Ridge, 

TN. 104pp. ES/ER/TM-96/R2. 

Victorin K., Dock L., Vahter M., Ahlborg U.G. (1990) Hälsoriskbedömning av vissa ämnen i industrikontaminerad 

mark. Institutet för miljömedicin (IMM), Karolinska institutet. IMM-rapport 4/90. 

WHO (2003a) Arsenic in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines 

for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/75. 

WHO (2003b) Barium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines 

for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/76. 

WHO (2003c) Cadmium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines 


WHO (2003d) Molybdenum in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines 


WHO (2003e) http://www.who.int, 2003-11-05. 

WHO (2004) Uranium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines 


WHO, 2001. Depleted uranium. Sources, exposure and health effects. WHO/SDE/PHE/01.1 


41

Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn ... - Länsstyrelserna

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?