Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn ... - Länsstyrelserna
Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn ... - Länsstyrelserna
Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn ... - Länsstyrelserna
Create successful ePaper yourself
Turn your PDF publications into a flip-book with our unique Google optimized e-Paper software.
Riskbedömning<br />
- <strong>Riskperspektivet</strong> <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong>, Mörbylånga kommun -<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08
FÖRORD<br />
Denna rapport är en del av Huvudstudien i Projekt <strong>Degerhamn</strong>.<br />
Öländsk alunskiffer innehåller bland annat organiskt material och sulfidmineral, bestående av metaller<br />
och svavel. Vid vittring av skiffern och under påverkan av luftens syre bryts de organiska ämnena<br />
sönder och sulfiderna oxideras så att de tidigare fastlagda metallerna kan frisättas och kan börja spridas<br />
till omgivningen.<br />
Den naturliga vittringen av skiffern har ytterligare påskyndats genom att den brutits och bränts. Alunskifferhanteringen<br />
bedrevs i <strong>Degerhamn</strong> från 1720 talet fram till slutet av 1800-talet och verksamheten<br />
har lämnat efter sig stora mängder avfallsmassor, s.k. rödfyr från landborgskanten och ner till Kalmarsund.<br />
Denna rödfyr är kemiskt att likna vid sulfidhaltigt gruvavfall.<br />
Länsstyrelsen Kalmar län genom<strong>för</strong> under 2003 och 2004 projekt <strong>Degerhamn</strong> med bidragsmedel från<br />
Naturvårdsverket. Syftet med projektet är att inom ramen <strong>för</strong> en huvudstudie avgöra om <strong>för</strong>oreningssituationen<br />
i området <strong>för</strong>anleder efterbehandlingsåtgärder. Under huvudstudieskedet genom<strong>för</strong>s där<strong>för</strong><br />
omfattande undersökningar av <strong>för</strong>ekomsten och spridningen av främst tungmetaller från rödfyr och<br />
alunskiffer.<br />
Skifferhanteringens lämningar i <strong>Degerhamn</strong> är av intresse även <strong>för</strong> kulturmiljövården. Områdets kulturhistoriska<br />
värden och hur de skulle kunna påverkas vid en eventuell åtgärd <strong>för</strong> att minska <strong>för</strong>oreningsspridningen<br />
utreds där<strong>för</strong> också.<br />
Undersökningarna genom<strong>för</strong>s enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual <strong>för</strong> efterbehandling av <strong>för</strong>orenade<br />
områden. På uppdrag av miljöenheten vid Länsstyrelsen ut<strong>för</strong>s undersökningarna och utredningarna<br />
av Envipro Miljöteknik AB, Högskolan i Kalmar och Kalmar läns museum. I projektet deltar<br />
också Mörbylånga kommun, Cementa, och kulturmiljöfunktionen vid Länsstyrelsen.<br />
2004:01 – Kulturhistorisk utredning<br />
2005:02 – Metodik, provtagning och analyser<br />
2005:03 – Inventering av rödfyr och alunskiffer<br />
2005:04 – Karaktärisering av rödfyr och alunskiffer<br />
2005:05 – Grund- och ytvattenanalyser<br />
2005:06 – Geohydrologisk utredning<br />
2005:07 – Massbalanser och spridning<br />
2005:08 – Riskbedömning<br />
2005:09 – Åtgärdsutredning<br />
2005:10 – Ansvarsutredning<br />
Sammanfattande Huvudstudierapport<br />
Riskvärdering<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
1
INNEHÅLLSFÖRTECKNING<br />
1. INLEDNING................................................................................................................................................. 3<br />
2. SYFTE........................................................................................................................................................... 3<br />
3. METODIK.................................................................................................................................................... 3<br />
4. FÖRORENINGSKÄLLOR – IDAG OCH I FRAMTIDEN..................................................................... 4<br />
4.1 ALLMÄNT............................................................................................................................................... 4<br />
4.2 BESKRIVNING AV FÖRORENINGAR OCH FÖREKOMSTSÄTT ...................................................................... 7<br />
4.3 BESKRIVNING AV KÄLLTERMER ........................................................................................................... 10<br />
4.4 LÄCKAGE FRÅN KÄLLAN – BESKRIVNING AV HUVUDSAKLIGA MEKANISMER....................................... 12<br />
4.5 KÄLLBARRIÄRER – NATURLIGA MEKANISMER SOM FÖRHINDRAR TRANSPORT FRÅN KÄLLAN ............. 14<br />
5. NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR ................................................................... 15<br />
5.1 BESKRIVNING AV TRANSPORTVÄGAR................................................................................................... 15<br />
5.2 SPRIDNING FRÅN KÄLLAN – RÖDFYR OCH ALUNSKIFFER ...................................................................... 16<br />
5.3 TRANSPORTBARRIÄRER........................................................................................................................ 17<br />
6. SKYDDSOBJEKT ..................................................................................................................................... 17<br />
6.1 BESKRIVNING AV SKYDDSOBJEKT ........................................................................................................ 17<br />
6.2 EXPONERINGSVÄGAR ........................................................................................................................... 18<br />
6.2.1 Allmänt............................................................................................................................................ 18<br />
6.2.2 Metod och modell <strong>för</strong> platsspecifik bedömning............................................................................... 18<br />
6.2.3 Antaganden och beräkningar .......................................................................................................... 19<br />
6.2.4 Strålning -radon.............................................................................................................................. 29<br />
6.2.5 Transport av <strong>för</strong>oreningar till huvudrecipienten – Kalmarsund..................................................... 29<br />
6.2.6 Sammanfattning av resultat............................................................................................................. 31<br />
7. KONSEKVENSER IDAG OCH I FRAMTIDEN ................................................................................... 32<br />
7.1 KONSEKVENSER IDAG - RÖDFYR........................................................................................................... 32<br />
7.2 KONSEKVENSER I FRAMTIDEN – RÖDFYR.............................................................................................. 32<br />
7.2.1 Kemiska aspekter och nya exponeringsvägar ................................................................................. 32<br />
7.2.2 Övriga konsekvenser – Tänkbara scenarion ................................................................................... 33<br />
8. SAMLAD RISKBEDÖMNING ................................................................................................................ 35<br />
8.1 BEDÖMNING AV NUVARANDE MILJÖ- OCH HÄLSORISKER ..................................................................... 35<br />
8.2 RISKREDUKTION – NÖDVÄNDIG OCH MOTIVERAD REDUKTION FÖR RÖDFYREN.................................... 36<br />
8.3 FÖRSLAG PÅ ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL......................................................................................... 36<br />
9. REFERENSER........................................................................................................................................... 39<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
2
1. INLEDNING<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> med huvudstudiearbetet som syfte startade i september 2003. Fältarbetena inleddes<br />
i oktober samma år och avslutades i augusti 2004. Omfattningen av undersökningarna har utformats<br />
av projektgruppen som bestått av: Anders Svensson, Länsstyrelsen, Henning Holmström, Envipro<br />
miljöteknik AB, Bo Bergbäck och Helena Falk, Högskolan i Kalmar samt Mats Lindahl och Liselotte<br />
Eriksson, Mörbylånga kommun. Fältarbetena inom projekt <strong>Degerhamn</strong> har organiserats av delprojekt<br />
Miljökontroll som bemannats av Helena Falk vid Högskolan i Kalmar. Upprättande av undersökningsprogram<br />
har gjorts i projektgruppen med ansvar hos delprojekt Geoteknik som bemannats<br />
med Henning Holmström, Envipro Miljöteknik AB.<br />
I arbetet med framtagandet av denna rapport har främst Henning Holmström och Ulrika Nilsson, båda<br />
på Envipro Miljöteknik AB, medverkat.<br />
2. SYFTE<br />
Syftet med rapporten är belysa hela riskperspektivet <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong>. I detta arbete ingår att<br />
belysa hela kedjan av processer som sker från frigörelsen av <strong>för</strong>oreningar vid källan, de processer som<br />
sker i mark och vatten från källan på väg till skyddsobjekten.<br />
Halter, masstransporter, processer och därmed <strong>för</strong>knippade risker ska även sättas i relation till de risker<br />
som finns naturligt i området p.g.a. den naturliga bakgrunden. Målet är således att slutligen göra en<br />
helhetsbedömning av riskerna idag och framgent samt bedöma vilken grad av riskreduktion som krävs<br />
d.v.s. bedöma hur mycket riskerna behöver reduceras <strong>för</strong> att undvika skador på miljö- och hälsa idag<br />
och framgent samt <strong>för</strong> att i övrigt uppfylla lokala, regionala samt nationella miljömål.<br />
Fokus <strong>för</strong> riskbedömningen ligger på <strong>rödfyren</strong> och rödfyrsproblematiken d.v.s. någon egentlig riskbedömning<br />
avseende alunskiffer eller naturliga jordar på Öland görs inte i denna rapport.<br />
3. METODIK<br />
Riskbedömningen <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong> har gjorts enligt en den s.k. Kalmarmodellen som sammanfattas<br />
i figur 1. Modellen följer Naturvårdsverkets MIFO-modell (Naturvårdsverket, 1999a) där<br />
hänsyn tas till olika <strong>för</strong>oreningar, mängder, spridningsrisker, skyddsvärden m.m. Den använda modellen<br />
är något mer precis i sin utformning eftersom den syftar till en större process<strong>för</strong>ståelse över hur<br />
<strong>för</strong>oreningarna omsätts i systemet d.v.s. belysa hela riskperspektivet.<br />
Allmänt kan det sägas att en genomlysning görs av hur <strong>för</strong>oreningskällan beter sig idag och den framtida<br />
potentialen. Det undersöks vilka <strong>för</strong>oreningar som är aktuella, vilka som kan innebära risker samt<br />
de mekanismer som styr frigörelsen t.ex. oxidation av sulfider, upplösning av mineral m.m.. Det studeras<br />
hur dessa <strong>för</strong>oreningar sprids, d.v.s. läckaget i olika medier som grundvatten, ytvatten och damning<br />
m.m.. De eventuella naturliga källbarriärer som finns identifieras. Dessa kan utgöras av immobilisering<br />
genom olika sorptionsprocesser eller andra processer och mekanismer som reglerar transporten av<br />
<strong>för</strong>oreningar från källan. Transportvägarna identifieras, inte bara de aktuella, utan även eventuella<br />
framtida transportvägar bedöms. Även här studeras vilka mekanismer som är aktuella och styr ämnenas<br />
vidare transport mot skyddsobjektet, mekanismer vilka även kan kallas naturliga transportbarriärer.<br />
Även specialfall d.v.s. där ingen spridning sker utan direktexponering är möjlig utreds. De<br />
skyddsobjekt som är aktuella att skydda från miljö- och hälsorisker, och inte minst från generell belastning<br />
identifieras. Spridningen till de aktuella skyddsobjekten kvantifieras och sätts i relation till<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
3
spridningen från den aktuella bakgrunden d.v.s. bakgrundspridningen. Exponeringsriskerna samt eventuella<br />
naturliga skyddsbarriärer identifieras, analyseras och bedöms. All denna information sammanställs<br />
till en slutlig riskbedömning <strong>för</strong> området och de huvudsakliga <strong>för</strong>oreningskällor som finns.<br />
Riskbedömning vid spridning<br />
Föroreningskällor<br />
Transportvägar<br />
Skyddsobjekt<br />
läckage<br />
spridning<br />
exponering<br />
Källbarriärer<br />
Transportbarriärer<br />
Skyddsbarriärer<br />
Figur 1. Redovisning av generell modell <strong>för</strong> riskbedömning enligt Kalmarmodellen (Källa: Länsstyrelsen i Kalmar<br />
län, 2004).<br />
4. FÖRORENINGSKÄLLOR – IDAG OCH I FRAMTIDEN<br />
4.1 Allmänt<br />
Rödfyren i <strong>Degerhamn</strong>området finns beskriven och karaktäriserad med avseende på totalinnehåll,<br />
lakbarhet och vittringsegenskaper i rapporten ”Karaktärisering av rödfyr och den naturliga omgivningen<br />
i <strong>Degerhamn</strong>, Mörbylånga kommun, Undersökning av halter, vittringsbenägenhet och lakegenskaper”<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> Rapport 2005:04.<br />
De <strong>för</strong>oreningar (spårelement) som <strong>för</strong>ekommer i de högsta halterna i <strong>rödfyren</strong> inom området är huvudsakligen<br />
arsenik, barium, kadmium, molybden, uran och vanadin (se tabell 1). Arsenikhalterna<br />
ligger omkring 100 mg/kg TS. Halterna av dessa element ligger dock generellt i nivå med bakgrundshalterna<br />
i bergrunden i området (d.v.s. alunskiffern), tabell 2. Halterna ligger dock högre jäm<strong>för</strong>t med<br />
den naturliga jordmånen i området. Arsenikhalten i <strong>rödfyren</strong> är t.ex. mellan 8-25 ggr högre. Jäm<strong>för</strong>elser<br />
mellan innehållet av arsenik, barium, kadmium och uran i <strong>rödfyren</strong> i de olika delområdena i <strong>Degerhamn</strong>,<br />
ovittrad alunskiffer och naturlig jordmån presenteras i figur 2.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
4
Tabell 1. Sammanställda halter <strong>för</strong> ytliga och djupa prover <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong> i hela <strong>Degerhamn</strong>sområdet. De beräknade<br />
halterna kan anses som generella halter. < anger värde under detektionsgräns.<br />
Rödfyr i <strong>Degerhamn</strong><br />
Ytligt<br />
Djupt<br />
(15 prov) (38 prov)<br />
Alla<br />
(53 prov)<br />
Ämne Enhet Medel std.av. Medel std.av. Medel std.av.<br />
LOI % TS 11,8 ±6,0 11,6 ±6,3 11,5 ±5,8<br />
SiO 2 % TS 46,3 ±6,6 42,1 ±16,0 42,1 ±13,7<br />
Al 2 O 3 % TS 12,5 ±2,0 10,8 ±3,7 11,1 ±3,3<br />
CaO % TS 7,22 ±5,37 12,2 ±15,62 11,8 ±13,39<br />
Fe 2 O 3 % TS 12,1 ±2,6 11,4 ±4,9 11,4 ±4,19<br />
K 2 O % TS 3,91 ±0,52 3,66 ±1,41 3,71 ±1,22<br />
MgO % TS 0,87 ±0,166 0,91 ±0,260 0,94 ±0,24<br />
MnO % TS 0,068 ±0,057 0,055 ±0,034 0,057 ±0,031<br />
Na 2 O % TS 0,203 ±0,088 0,19 ±0,090 0,18 ±0,08<br />
P 2 O 5 % TS 0,37 ±0,238 0,30 ±0,26 0,32 ±0,231<br />
TiO 2 % TS 0,699 ±0,125 0,62 ±0,22 0,63 ±0,189<br />
As mg/kg TS 122 ±40 107 ±54 109 ±50<br />
Ba mg/kg TS 1596 ±1006 1140 ±814 1210 ±799<br />
Be mg/kg TS 4,04 ±0,48 3,78 ±0,86 3,9 ±0,78<br />
Cd mg/kg TS 2,43 ±2,50 1,79 ±1,84 2,22 ±2,43<br />
Co mg/kg TS 14,8 ±7,0 15,5 ±9,8 16,6 ±8,8<br />
Cr mg/kg TS 95,9 ±21,9 98,7 ±27,6 99,4 ±27,0<br />
Cu mg/kg TS 97,4 ±36,8 87 ±45,4 90,4 ±42,1<br />
Hg mg/kg TS 0,17 ±0,118 0,12 ±0,101 0,13 ±0,102<br />
La mg/kg TS 38,9 ±9,3 34,9 ±8,2 35,7 ±7,5<br />
Mo mg/kg TS 120 ±36 120 ±40,9 123 ±38<br />
Nb mg/kg TS 12 ±2,7 11,7 ±2,7 11,7 ±2,4<br />
Ni mg/kg TS 65,5 ±48,3 49,2 ±29,1 57,6 ±35,4<br />
Pb mg/kg TS 70,1 ±120,3 33,5 ±51,6 29,7 ±44,3<br />
S mg/kg TS 7520 ±4074 26970 ±12029 25270 ±12081<br />
Sc mg/kg TS 12,4 ±1,74 11,1 ±3,7 11,2 ±3,1<br />
Sn mg/kg TS
Tabell 2. Analyserade totalhalter i alunskiffer samt naturlig mark.< anger värde under detektionsgräns.<br />
Vittrad<br />
naturlig<br />
medel±std.av.<br />
Ovittrad<br />
naturlig<br />
medel±std.av.<br />
SKR 18<br />
0.2 – 1<br />
(grus/sand)<br />
SKR 21<br />
0.5 – 1<br />
(Grus)<br />
Ämne Enhet (3 prov) (2 prov)<br />
TS % 96,5±2,0 98,7±0,1 99,4 98,7<br />
LOI % TS 17,8±1,7 19,3±1,0 3,1 5,9<br />
SiO 2 % TS 52,1±1,2 48,9±0,7 93 74,2<br />
Al 2 O 3 % TS 15,2±0,0 15,1±0,1 4,43 4,76<br />
CaO % TS 0,40±0,32 0,39±0,02 0,386 0,925<br />
Fe 2 O 3 % TS 4,62±0,65 5,65±0,95 2,27 1,45<br />
K 2 O % TS 5,49±0,30 5,22±0,03 1,01 1,52<br />
MgO % TS 1,31±0,20 1,65±0,03 0,188 0,215<br />
MnO % TS 0,01±0,0 0,02±0,0 0,0452 0,0146<br />
Na 2 O % TS 0,15±0,0 0,16±0,0 0,223 0,54<br />
P 2 O 5 % TS 0,15±0,0 0,17±0,0 0,139 0,0995<br />
TiO 2 % TS 0,85±0,02 0,81±0,0 0,351 0,248<br />
As mg/kg TS 65,1±7,0 128±88 13,2 4,21<br />
Ba mg/kg TS 783±79 752±9 168 207<br />
Be mg/kg TS 3,70±0,22 4,29±0,45
As<br />
Ba<br />
mg/kg TS<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
mg/kg TS<br />
1600<br />
1400<br />
1200<br />
1000<br />
800<br />
600<br />
400<br />
200<br />
0<br />
Delområde 3<br />
Delområde 2<br />
Delområde 1<br />
Ovittrad skiffer<br />
Delområde 4<br />
Jordmån<br />
Delområde 3<br />
Delområde 2<br />
Delområde 1<br />
Ovittrad skiffer<br />
Delområde 4<br />
Jordmån<br />
Cd<br />
U<br />
mg/kg TS<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
mg/kg TS<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
Delområde 1<br />
Delområde 2<br />
Delområde 3<br />
Delområde 4<br />
Ovittrad skiffer<br />
Jordmån<br />
Delområde 2<br />
Delområde 1<br />
Delområde 4<br />
Delområde 3<br />
Ovittrad skiffer<br />
Jordmån<br />
Figur 2. Medelhalter <strong>för</strong> arsenik, barium, kadmium och uran <strong>för</strong> de olika delområdena i <strong>Degerhamn</strong> där rödfyr<br />
finns upplagt jäm<strong>för</strong>t med den naturliga bakgrunden.<br />
4.2 Beskrivning av <strong>för</strong>oreningar och <strong>för</strong>ekomstsätt<br />
I <strong>rödfyren</strong> <strong>för</strong>ekommer flera olika element. Ursprunget är alunskiffern och kalkstenen. Föreningar med<br />
arsenik, kadmium och uran bedöms ha mycket hög farlighet till följd av att ämnena är giftigt respektive<br />
mycket giftigt enligt Kemikalieinspektionens klassificeringslista. Vanadin och molybden bedöms<br />
ha hög farlighet. Ämnen som kobolt, koppar, krom, nickel, bly och zink <strong>för</strong>ekommer också i <strong>rödfyren</strong>,<br />
men i låga halter.<br />
Nedan följer en kort genomgång av de huvudsakliga riskelementens aktuella egenskaper och <strong>för</strong>ekomstsätt<br />
i rödfyr och alunskiffer:<br />
Arsenik<br />
Arsenik är ämne som <strong>för</strong>ekommer naturligt i jordskorpan och under naturliga <strong>för</strong>hållanden bildar oorganiska<br />
<strong>för</strong>eningar tillsammans med syre, klor och svavel. I djur och växter bildar arsenik tillsammans<br />
med kol och väte organiska <strong>för</strong>eningar. Halten i <strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong> ligger på cirka 108 mg/kg TS,<br />
varav huvuddelen sorberat till karbonater och järnoxidhydroxider och mellan 8-24 % bundet huvudsakligen<br />
i sulfider. Halten i alunskiffer ligger på mellan 65-128 mg/kg TS varav 30-80 % i sulfider.<br />
För människor är risken att utsättas <strong>för</strong> exponering av elementet i fråga störst vid intag av föda och<br />
dryck eller genom andning. Exponering sker även vid boende i områden med naturligt höga halter av<br />
arsenik i berggrunden, vilket även är fallet i <strong>Degerhamn</strong> (alunskiffern). Många arsenikinnehållande<br />
<strong>för</strong>eningar är vattenlösliga och tas snabbt upp av kroppen. Absorptionen av arsenik genom huden är<br />
liten, var<strong>för</strong> bad och handtvätt inte är <strong>för</strong>enat med någon fara <strong>för</strong> hälsan. Den största hälsorisken, <strong>för</strong>knippat<br />
med arsenik, är generellt genom intag av dricksvatten.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
7
Oorganisk arsenik är humant cancerogen och vid långtidsexponering av arsenik kan cancer uppkomma,<br />
till exempel i lungorna, njurarna och på huden. Symptom som kan uppkomma vid intag av höga<br />
halter oorganisk arsenik är kräkningar, minskad produktion av röda och vita blodkroppar, onormal<br />
hjärtrytm och blodkärlsskador. Inandning av höga halter oorganisk arsenik kan ge inflammerad hals<br />
och irriterade lungor. Arsenik är en kumulativ substans som endast långsamt lämnar kroppen genom<br />
urin, hår, naglar och hud (Karim, 2000). Organisk arsenik är mindre toxiskt än oorganisk, men vissa<br />
organiska arsenik<strong>för</strong>eningar kan vid långtidsexponering ge liknande symptom som de oorganiska.<br />
Trevärd arsenik (As(III)) anses vara mer toxiskt än femvärd arsenik (As(V)). Att oxidera upp arsenik<br />
kan således vara en metod <strong>för</strong> att minska toxiciteten (Kim och Nriagu, 2000).<br />
P.g.a. <strong>rödfyren</strong>s natur (bränd-oxiderad) bör det kunna antas att större delen av arseniken <strong>för</strong>eligger i<br />
femvärd form. Detta bekräftas av geokemiska modelleringar av både ytvatten, ytligt grundvatten och<br />
djupt grundvatten i <strong>Degerhamn</strong>sområdet. Generellt dominerar andelen femvärd arsenik i alla vatten.<br />
Andelen trevärd arsenik är mycket låg.<br />
Arsenik har även en stark <strong>för</strong>måga att adsorbera/samutfällas med metalloxidhydroxider t.ex. järn-,<br />
mangan- och aluminiumoxidhydroxider. Adsorptionen påverkas av flera faktorer som t.ex. arseniks<br />
oxidationstal, adsorbentens ytegenskaper och pH. Generellt gynnas fastläggningen av att arsenik <strong>för</strong>ekommer<br />
i den femvärda formen, lågt pH samt att oxidhydroxiderna är amorfa (Kim och Nriagu, 2000).<br />
WHO:s provisoriska riktvärde (”provisional guideline value”) <strong>för</strong> arsenik i dricksvatten är 0,01 mg/l<br />
(WHO, 2003a). CCME (2003) anger ett värde på 5 µg/l som riktvärde <strong>för</strong> påverkan på akvatiska organismer<br />
(sötvatten).<br />
Barium<br />
Barium är ett element som finns naturligt i jordskorpan, både i magmatiska och sedimentära bergarter.<br />
Barium har samma laddning och i stort sett samma storlek som elementen kalcium och strontium och<br />
kan lätt substitueras. Barium <strong>för</strong>ekommer inte fritt i naturen utan sitter i bl.a. olika <strong>för</strong>eningar tillsammans<br />
tillsammans med sulfat (baryt) och karbonat (witherit). Halterna i <strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong> ligger<br />
på cirka 1210 mg/kg TS, varav 59-70 % i residualen. Bariums löslighet ökar med sjunkande pH och de<br />
högsta halterna i grundvatten återfinns oftast i vatten med lågt pH. Bariums löslighet styrs av närvaron<br />
av naturliga anjoner och sannolikt adsorberas även barium till metal-oxidhydroxider (WHO, 2003b).<br />
Lösliga bariumsalter, men även till viss del svårlösliga, absorberas lätt i kroppen. Barium transporteras<br />
i blodet (plasman) och ansamlas i skelettet (WHO, 2003b).<br />
Barium anses inte vara ett essentiellt näringsämne och anses inte heller orsaka cancer. Höga koncentrationer<br />
kan dock ge konvulsioner och spasmer och även orsaka död. Den akuttoxiska dosen ligger på<br />
mellan 3-4 g (WHO, 2003b).<br />
WHO:s riktvärde <strong>för</strong> barium i dricksvatten är 0,7 mg/l (WHO, 2003b). Suter och Tsao (1996) anger en<br />
lägsta dos på 4 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) <strong>för</strong> ekotoxeffekter i sötvatten.<br />
Kadmium<br />
Kadmium är ett naturligt element i jordskorpan och återfinns ofta i olika mineral tillsammans med<br />
andra element som syre (kadmiumoxid) eller svavel (kadmiumsulfid, kadmiumsulfat). Halterna i <strong>rödfyren</strong><br />
i <strong>Degerhamn</strong> ligger på cirka 1,5 mg/kg TS, varav 3-20 % sulfidbundet, och i alunskiffern på<br />
mellan 12-15 mg/kg TS, majoriteten sulfidbundet (upp till 70 %).<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
8
Kadmium är relativt mobilt i jord i jäm<strong>för</strong>else med t.ex. bly och kvicksilver (Autier och White, 2004).<br />
Kadmium är också mer mobil än koppar och krom (t.ex. Alumaa et al., 2002; Ma och Tobin, 2004).<br />
Kadmium binder (sorberar) bra till organiskt material men sämre till lermineral (Prokop et al., 2003) .<br />
Levande organismer har en <strong>för</strong>måga att ta upp och binda kadmium i sig. P.g.a. liknande storlek och<br />
laddning som kalcium. Kadmium stannar kvar i kroppen under lång tid och kan påverka skelettet och<br />
njurarna (ATSDR, 1999).<br />
Inandning av kadmium kan allvarligt skada lungorna och orsaka dödsfall. Intag av höga halter kadmium<br />
kan irritera magen och leda till kräkningar och diarréer. Långtidsexponering av kadmium leder till<br />
en haltuppbyggnad i njurarna som kan orsaka skador på dessa. Andra långtidseffekter är skelettpåverkan<br />
(skört skelett). Man misstänker att vissa kadmium<strong>för</strong>eningar kan vara cancerframkallande<br />
(ATSDR, 1999).<br />
Kadmiumhalten i opåverkade naturliga vatten ligger generellt under 1 µg/l. WHO (2003c) anger ett<br />
riktvärde på 3 µg/l <strong>för</strong> kadmium i dricksvatten. Livsmedelsverket anger gränsen 5 µg/l som gränsen<br />
<strong>för</strong> otjänligt vatten (SLVFS 2001:30). CCME (2003) anger ett riktvärde på 0,017 µg/l <strong>för</strong> akvatiska<br />
organismer (sötvatten).<br />
Molybden<br />
Molybden är ett silvervitt grundämne, som i naturen <strong>för</strong>ekommer i mineral som molybdenit (MoS 2 ),<br />
wulfenit (PbMoO 4 ) och powellit (Ca(MoW)O 4 ). I svensk mineraljord ligger molybdenhalterna omkring<br />
5 till 8 ppm (SLU, 2003). I <strong>rödfyren</strong> ligger halten i snitt på 132 mg/kg TS, varav 70-80 % är<br />
bundet till järnoxider eller i residualen (silikater/oxider). I alunskiffern ligger halten i snitt på 141<br />
mg/kg TS, varav 30-40 % bundet i sulfider.<br />
För djur och växter är molybden ett essentiellt näringsämne som behövs <strong>för</strong> reglering av vissa kemiska<br />
reaktioner i cellerna. Ämnet <strong>för</strong>ekommer naturligt i föda, såsom lever, grönsaker, ris och musslor och<br />
enligt Livsmedelsverket rekommenderas ett dagligt intag på 45 mikrogram <strong>för</strong> kvinnor och män. Vid<br />
höga koncentrationer kan molybden vara toxiskt - få studier har dock gjorts <strong>för</strong> att utreda toxiciteten<br />
<strong>för</strong> människor. Hos djur har studier visat att höga intag av molybden resulterade i diarréer, koma och<br />
dödsfall på grund av minskad hjärtverksamhet (WHO, 2003e). Kronisk exponering av molybden kan<br />
bland annat resultera i hämmad tillväxt, blodbrist, lever- och njurskador och sterilitet.<br />
WHO:s riktvärde (guideline value) <strong>för</strong> molybden i dricksvatten är satt till 0,07 mg/l (WHO, 2003d).<br />
CCME (2003) anger ett riktvärde på 73 µg/l <strong>för</strong> akvatiska organismer (sötvatten).<br />
Uran<br />
Uran är ett silvervitt, radioaktivt ämne som är allmänt utbrett i naturen och <strong>för</strong>ekommer där som en<br />
blandning av tre olika radioaktiva isotoper. Ämnet finns i varierande, men små, mängder i berggrund,<br />
jord, vatten, luft, växter, djur och människor. Kommersiellt används uran som bränsle i kärnreaktorer.<br />
Enligt Kemikalieinspektionens klassificeringslista är uran mycket giftigt. I <strong>rödfyren</strong> ligger halten i<br />
snitt på 86 mg/kg TS, varav cirka 75-85 % bundet i residualen (silikater/oxider). I alunskiffern ligger<br />
halten mellan 85-100 mg/kg TS, varav huvudelen (60-80 %) i sulfid/organisk fraktion samt residualfraktion<br />
(silikat/oxid).<br />
Risk <strong>för</strong> exponering <strong>för</strong>eligger till exempel vid boende på platser med höga uranhalter i berggrunden, i<br />
samband med intag av grödor som vuxit på området eller via andning. Uran tas upp av kroppen via<br />
huden, lungorna eller tarmarna och påverkas bland annat av uran<strong>för</strong>eningens löslighet samt tidigare<br />
födointag. Mer än 95 % av det uran som kommer in i kroppen absorberas inte (WHO, 2001). Uran<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
9
som upptagits kan ackumuleras i kroppen, främst i skelettet och njurarna. Uran har ingen känd metabolisk<br />
funktion i djur och betraktas som icke-essentiell.<br />
Uran kan inducera både strålningspåverkan och kemisk toxicitet. Den koncentration av 238 U (den isotop<br />
som utgör mer än 99 % av naturligt uran) som skulle vara kemiskt toxisk <strong>för</strong> växter är 720 gånger<br />
lägre än den som skulle skapa en strålningspåverkan (RIVM, 1999). Den primära kemiskt inducerade<br />
effekten på människor är njurinflammation. För kroniska effekter på människor av uranexponering<br />
finns endast lite information. En undersökning påvisade en trend av ökad exkretion av b2-<br />
mikroglobulin i urin med ökad uranhalt i dricksvatten, vilket kan vara en indikation på en begynnande<br />
njurskada (WHO, 2004). I dagsläget finns inget påvisat samband mellan exponering av höga urandoser<br />
och hög cancerfrekvens. Däremot kan uran sönderfalla till andra ämnen, till exempel radium, som<br />
kan orsaka cancer vid höga doser och långtidsexponering.<br />
WHO:s provisoriska riktvärde (”provisional guideline value”) <strong>för</strong> uran i dricksvatten är 15 µg/l<br />
(WHO, 2004). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 2,6 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II)<br />
<strong>för</strong> ekotoxeffekter i sötvatten.<br />
Vanadin<br />
Rent vanadin är ett skinande vitt ämne som är mjukt och smidigt. Naturligt vanadin är en blandning av<br />
två isotoper, 0,24 % 50 V och 99,76 % 51 V, där 50 V är svagt radioaktivt. Nio andra isotoper är kända.<br />
Vanadin har påträffats i mer än 65 olika mineral av vilka carnotit (K 2 (UO 2 ) 2 (VO 4 ) 2 *3H 2 O), vanadinit<br />
(Pb[Cl|(VO4) 3 ]) och patronit (VS 4 ) är de viktigaste. Ämnet hittas i en del järnmalmer och <strong>för</strong>ekommer<br />
också i komplexa organiska <strong>för</strong>eningar i råolja. Medelhalten i <strong>rödfyren</strong> ligger på 494 mg/kg TS, varav<br />
35-45 % sulfid/organiskt bundet eller i residualen (silikat/oxid). Betydande andelar sitter även bundet<br />
till järnoxider (25-45 %). Halten i alunskiffern ligger omkring 3200 mg/kg TS, varav 80-90 % i residualen<br />
(silikat/oxid).<br />
Vanadin finns i varierande halter i jorden och uppmäts normalt till mellan 50 och 100 ppm i svenska<br />
mineraljordar (SLU, 2003). Det <strong>för</strong>ekommer även i fossila bränslen, vilket med<strong>för</strong> en allmän <strong>för</strong>ekomst<br />
i luft<strong>för</strong>oreningar. Däremot är halterna i vatten och föda låga. Bakgrundshalterna varierar från<br />
2,5 till 5 µg/l i sydsvenska sjöar och vattendrag enligt Naturvårdsverkets jäm<strong>för</strong>värden (Naturvårdsverket,<br />
1999b). Vanadin har inte kunnat påvisas vara ett essentiellt näringsämne <strong>för</strong> människor. Den<br />
kritiska effekten <strong>för</strong> vanadinoxid är luftvägsirritation och en yrkesmässig exponering <strong>för</strong> vanadin kan<br />
verka irriterande på luftvägarna, ge lungblödning och pneumonit.<br />
WHO:s riktvärde <strong>för</strong> exponering av vanadin via luft (air quality guideline) är 1 µg/m 3 och baseras på<br />
den lägsta nivå som gett skadliga effekter (LOAEL), vilken ligger på 20 µg/m 3 . Suter och Tsao (1996)<br />
anger en lägsta dos på 20 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) <strong>för</strong> ekotoxeffekter i sötvatten.<br />
4.3 Beskrivning av källtermer<br />
Källan till de element som rör sig i mark och vatten i <strong>Degerhamn</strong>sområdet är fram<strong>för</strong>allt rödfyrshögarna<br />
och den vittrande alunskiffern. Uppskattningsvis finns cirka 2 600 000 m 2 rödfyr upplagt i området,<br />
motsvarande cirka 2 900 000 ton rödfyr. Rödfyren innehåller uppskattningsvis 327 ton arsenik, 5,1 ton<br />
kadmium, 345 ton molybden, 1330 ton vanadin och 213 ton uran.<br />
Rödfyren består till stora/större delen av bränd alunskiffer. Två olika typer av rödfyr finns. En mer<br />
kalkrik s.k. kalkrödfyr som ursprungligen är en restprodukt från kalkbränning. Denna typ av rödfyr<br />
håller ett högt pH (över 6) både i materialet och i lakvattnen, men vittrar dock. Den andra typen av<br />
rödfyr är den s.k. alun<strong>rödfyren</strong>. Som namnet antyder så den en restprodukt från aluntillverkningen i<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
10
området. Materialet håller betydligt lägre kalkhalter och är tämligen surt (pH 3-4). Båda dessa materialtyper<br />
innehåller inte helt obetydliga rester av sulfider, främst pyrit, och oxiderar således med produktion<br />
av syra och frigörelse av tungmetaller. Syran buffras generellt snabbt p.g.a. innehållet av kalk i<br />
<strong>för</strong>eträdesvis kalk<strong>rödfyren</strong> och majoriteten av tungmetallerna fastläggs således i andra faser.<br />
Halterna i de två olika rödfyrstyperna skiljer sig inte mycket åt <strong>för</strong>utom innehållet av kalk. De generella<br />
medelhalterna redovisas i tabell 1. Genom den <strong>för</strong>bränning som skett av alunskiffern har en fas<strong>för</strong>ändring<br />
skett avseende elementens bindningsätt jäm<strong>för</strong>t med moderbergarterna kalksten och alunskiffer.<br />
Generellt har de sulfidbundna elementen övergått från sulfidfraktionen till att vara bundet mest i<br />
en järnoxidfraktion (se figur 3). Detta innebär också att <strong>rödfyren</strong>s utlakningsegenskaper <strong>för</strong>ändrats.<br />
Re sidualjord<br />
Ovittrad skiffer<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
residual<br />
sulf ./ org.<br />
cr. Fe<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
residual<br />
sulf ./ org.<br />
cr. Fe<br />
40%<br />
20%<br />
0%<br />
CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCr CuHgMnMoNi PbSr U V Zn<br />
am. Fe<br />
lab. org.<br />
ads./ carb.<br />
40%<br />
20%<br />
0%<br />
CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCr CuHgMnMoNi PbSr U V Zn<br />
am. Fe<br />
lab. org.<br />
ads./ carb.<br />
Vittrad skiffer<br />
Ytlig alunrödfyr<br />
100%<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
residual<br />
sulf./org.<br />
cr. Fe<br />
80%<br />
60%<br />
residual<br />
sulf./org.<br />
cr. Fe<br />
40%<br />
20%<br />
am. Fe<br />
lab. org.<br />
ads./carb.<br />
40%<br />
20%<br />
am. Fe<br />
lab. org.<br />
ads./carb.<br />
0%<br />
CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn<br />
0%<br />
CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn<br />
Djup alunrödfyr<br />
Ytlig kalkrödfyr<br />
100%<br />
100%<br />
80%<br />
60%<br />
residual<br />
sulf./org.<br />
cr. Fe<br />
80%<br />
60%<br />
residual<br />
sulf./org.<br />
cr. Fe<br />
40%<br />
20%<br />
am. Fe<br />
lab. org.<br />
ads./carb.<br />
40%<br />
20%<br />
am. Fe<br />
lab. org.<br />
ads./carb.<br />
0%<br />
CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn<br />
0%<br />
CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn<br />
Figur 3. Andelen bundna element i olika faser i residualjord, rödfyr och alunskiffer. Vid jäm<strong>för</strong>else mellan ovittrad<br />
alunskiffer och de tre rödfyrsproverna ses att andelen element bundna i sulfidfraktionen och residulalen är<br />
hägre i alunskffern, medan andelen element adsorberade eller bundna till järnoxider är högre i <strong>rödfyren</strong>. En<br />
fas<strong>för</strong>ändring har skett.<br />
I området runt <strong>Degerhamn</strong> finns också blottat alunskiffer, en av de naturliga bergarter, <strong>för</strong>utom kalksten,<br />
som finns i området. Det område nära <strong>Degerhamn</strong> där alunskiffer finns har uppskattats till cirka<br />
125 ha, vilket motsvarar cirka 25 000 000 m 3 alunskiffer. Alunskiffern i sig innehåller betydande<br />
mängder tungmetaller och sulfider, åter igen främst pyrit. Pyrithalter på flera % är inte ovanliga. Alunskiffern<br />
innehåller totalt uppskattningsvis 8320 ton arsenik, 975 ton kadmium, 9170 ton molybden,<br />
210 000 ton vanadin och 5490 ton uran. Det område som är täckt av alunskiffer kan delas upp i ett<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
11
område kallat antropogent vittrad alunskiffer och naturligt vittrad. Skillnaden ligger främst i att de<br />
<strong>för</strong>sta områdena har mänsklig aktivitet skapat de <strong>för</strong>hållanden där alunskiffern utsätts <strong>för</strong> vittring genom<br />
skifferbrytning. Således är det både skifferväggar och skiffergolv som vittrar. Oxidationen är<br />
mest intensiv i brottväggarna där syre har goda möjligheter till att tränga in i sprickplanen. Den senare,<br />
d.v.s. den naturligt vittrande alunskiffern är generellt täckt av ett tunt jord/moräntäcke. Täcket fungerar<br />
inte tillräckligt <strong>för</strong> att skydda den från vittring.<br />
På volymsbasis i relation till alunskiffer står <strong>rödfyren</strong> <strong>för</strong> cirka 10 % av den totala volymen avfall/bergarter<br />
som innehåller potentiella <strong>för</strong>oreningar.<br />
Både <strong>rödfyren</strong> och alunskiffern vittrar idag. Alunskiffern är påverkad ned till djup av cirka 0,4 m i<br />
naturliga områden och ned till djup av omkring 0,2 m i antropogena områden, vilket kan jäm<strong>för</strong>as med<br />
vittringsdjup på mellan 0,2- 1 m i <strong>rödfyren</strong>. Den naturligt vittrade alunskiffern har varit utsatt <strong>för</strong> oxidation<br />
i omkring 12 000 år d.v.s. sedan sista istiden. Den ytliga <strong>rödfyren</strong> har i snitt varit utsatt <strong>för</strong> oxidation<br />
under omkring 100 år.<br />
Beräkningar av hur länge oxidationen och utlakningen kan pågå har visat att <strong>för</strong> rödfyrshögarna handlar<br />
det om tiotusentals år <strong>för</strong> att de ska bli helt genomvittrade. Eftersom vittring/oxidation inte per<br />
definition motsvaras av en lika stor utlakning av vittringsprodukter, eftersom en <strong>för</strong>dröjning sker genom<br />
olika processer, är sannolikt tidsaspekten <strong>för</strong> fortsatt utlakning minst lika lång tid, sannolikt mer.<br />
Vittringen och och oxidationen av alunskiffern kommer att pågå under betydligt längre tid, hundratusentals<br />
år, och mer.<br />
Det bedöms således som mindre sannolikt att utlakningen av halterna i <strong>rödfyren</strong> i sig naturligt skulle<br />
minska. Inte heller bedöms det rimligt att anta att halterna i den ytliga <strong>rödfyren</strong> genom den kontinuerliga<br />
vittringen/oxidationen och utlakningen på medellångsikt (hundratals år) naturligt skulle sjunka till<br />
nivåer där inga exponeringsrisker finns. Detta inses lätt genom att studera ytlig och djup rödfyr t.ex.<br />
avseende arsenik (tabell 1). På haltbasis är skillnaderna små. Detta gäller <strong>för</strong> <strong>för</strong> andra element också.<br />
4.4 Läckage från källan – Beskrivning av huvudsakliga mekanismer<br />
Grunden till läckaget från <strong>rödfyren</strong> och den naturliga alunskiffern är oxidationen av sulfider. Vid kontakt<br />
med syre oxideras sulfiderna med bildande av svavelsyra som följd och ett sänkt pH-värde, ekv. 1.<br />
Den oxidation som sker av andra metallsulfider genererar ingen syra, dock lösta metalljoner.<br />
Ekv. 1 2FeS 2 + 2H 2 O + 7O 2 → 4H + + 4SO 4 2- + 2Fe 2+<br />
Reaktionen som beskrivs i ekv. 1 står dock inte själv <strong>för</strong> hela läckaget. Även den naturligt sura nederbörden<br />
bidrar till en naturlig urlakning och ursköljning av <strong>för</strong>oreningar. Som tidigare nämts sitter en<br />
hel del element bundna till andra faser än enbart sulfider (Se även Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport<br />
2005:04). Den sura nederbörden, den vid oxidationen bildande syran samt vattnet i sig kan frigöra och<br />
mobilisera element i <strong>rödfyren</strong>, antingen genom desorbtionsprocesser eller ren upplösning av sekundära<br />
mineral, t.ex. gips och järnoxidhydroxider. Att sådan mineral finns och sannolikt reglerar den vidare<br />
transporten av <strong>för</strong>oreningar har bekräftats både genom mineralogiska studier och geokemiska beräkningar<br />
(Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:04).<br />
Läckaget från <strong>rödfyren</strong> kan i stort sett ske på två sätt eller två processer. Båda sätten drivs av vatten<br />
(figur 4). I det <strong>för</strong>sta fallet kan utlakningen ske genom infilterande vatten direkt i högarna. Föroreningar<br />
sköljs då ut ur högarna ned till grundvattnet i högarna. Ursköljningen kan även ske i randzonerna<br />
som ett ytvattenflöde, en process som sannolikt är vanligast i områden med ringa jordtäcken. Ursköljningen<br />
bör således vara mest effektiv i randzonerna och i områden med hög grundvattenyta. I övriga<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
12
zoner bör olika fastläggningsmekanismer träda in och <strong>för</strong>dröja utlakningen, vilket med<strong>för</strong> en långsammare<br />
utlakning.<br />
Nederbörd<br />
Ursköljning<br />
Fastläggningszon<br />
Uttransport<br />
Varierande<br />
Grundvattenyta<br />
Figur 4. Modell över hur läckaget från <strong>rödfyren</strong> sker.<br />
Det andra sättet eller processen är p.g.a. variationer i grundvattenytan. Åter igen en process eller mekanism<br />
som sannolikt är mer betydande i områden där grundvattenytan ligger nära eller i högarna. En<br />
höjning respektive sänkning över året kan med<strong>för</strong>a en urlakning av sekundärt anrikade element (jmf.<br />
Öhlander et al., 2001). I <strong>Degerhamn</strong> kan t.ex. grundvattennivåerna variera upp till 0,5-1 m under året<br />
vilket kan orsaka en ursköljningseffekt. Slutsatserna blir att nederbörden huvudsakligen styr utlakningen,<br />
antingen genom direkt ursköljning eller genom en höjning av grundvattenytan, en effekt som<br />
sannolikt är mest betydande i samband med längre perioder av nederbörd och infiltration. Eventuella<br />
åtgärder <strong>för</strong> att <strong>för</strong>hindra spridning bör således syfta till att minska vattentillgången.<br />
Den naturliga frigörelsen från alunskiffern drivs av liknande processer d.v.s. nederbörd och grundvattenstånd.<br />
Variationen i grundvattennivåer bör dock inte vara lika betydande. Alunskiffern är mer permeabel<br />
jämns med sprickplanen och huvuddelen av vittringsvattnet bör gå den vägen, vilket även bekräftats<br />
av geohydrologiska undersökningar (se Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:06). Geohydrologiska<br />
undersökningar har också visat att gradienterna och flödet i de djupare akvifärerna är små, vilket<br />
indikerar en ganska ringa till<strong>för</strong>sel (infiltration) från övre nivåer d.v.s. den vittrande alunskiffern och<br />
<strong>rödfyren</strong>. Förklaringen är sannolikt att alunskiffern är ganska impermeabel vertikalt sett och läckaget<br />
till djupare grundvatten främst sker genom större vertikala sprickor, vilket att döma av de ut<strong>för</strong>da undersökningarna<br />
är begränsat <strong>för</strong>ekommande. De fastläggningsmekanismer som sker i berget bör även<br />
de fram<strong>för</strong>allt ske jämns med sprickplanen. Vid kärnborrningar har <strong>för</strong>ekomst av järnoxidhydroxider<br />
och även gips kunnat konstateras i sprickor. Huvuddelen av vittringsvattet flödar således ganska ytligt<br />
och är svårt att direkt urskilja från rödfyrsvattnet p.g.a. likartade processer. Indikationer finns dock<br />
från grundvattenrör satta direkt i ytlig skiffer att detta vittringsvatten kan vara både surt och metallrikt.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
13
4.5 Källbarriärer – Naturliga mekanismer som <strong>för</strong>hindrar transport från källan<br />
Flera processer ”hämmar” eller minskar konsekvenserna d.v.s. utlakningen av <strong>för</strong>oreningar från vittringen<br />
av rödfyr och alunskiffer. Det rör sig fram<strong>för</strong>allt om olika buffringsreaktioner, fastläggning och<br />
adsorption av <strong>för</strong>oreningar eller utfällningsreaktioner. Dessa processer sker i högarna eller i alunskiffern<br />
samt längs vägen i det tunna jordtäcket ut mot huvudrecipienten Kalmarsund.<br />
I den rödfyr som är välbuffrad står olika kalciuminnehållande mineral <strong>för</strong> den huvudsakliga buffertkapaciteten.<br />
Kalciumkarbonat <strong>för</strong>ekommer till viss del i <strong>rödfyren</strong>, även släckt kalk (kalciumhydroxid,<br />
portlandit) har identiferats och sannolikt <strong>för</strong>ekommer även kalciumoxid, även om det inte direkt hittats.<br />
Även i alun<strong>rödfyren</strong> finns buffrande mineral, dock i mindre mängder. Den typen av rödfyr har<br />
inte en lika stor <strong>för</strong>måga att buffra syra och motverka pH-sänkningar. De båda rödfyrstyperna är inte<br />
alltid upplagda i enskilda högar utan kan vara omblandad. Generellt överlagrar då kalkrödfyr alunrödfyr.<br />
Alunskiffern i sig innehåller kalciumkarbonat. Kalciumkarbonaten finns sannolikt både utspridd i<br />
alunskiffermatrisen i mindre mängder, men <strong>för</strong>eligger fram<strong>för</strong>allt som orstenar, d.v.s. stora konkretioner<br />
av kalciumkarbonat. Detta betyder att lokalt, där endast mindre mängd buffrande mineral finns,<br />
kan vittrande alunskiffer uppvisa extremt låga pH (2-3) och därmed höga metallhalter. Detta har även<br />
visats av Envipro (2003) där grundvatten i närheten av en skiffervägg i alunskiffer i Götene kommun<br />
uppvisade pH på omkring 4 och mycket höga tungmetallhalter bl.a. nästan 1 mg/l uran påträffades i<br />
ytligt grundvatten. Den välbuffrade naturen avseende kalk<strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong> med<strong>för</strong> dock att denna<br />
typ av rödfyr har en god <strong>för</strong>måga att <strong>för</strong>hindra pH-sänkningar. Den med<strong>för</strong> också goda betingelser<br />
<strong>för</strong> olika sorptionsprocesser.<br />
Dessa processerna styrs främst av partikelytornas egenskaper samt även lakvattnens kemiska sammansättning.<br />
Adsorption av både katjoner d.v.s. positivt laddade joner, ofta metaller som Pb 2+ , Zn 2+ , Ag +<br />
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<br />
gynnas adsorptionen av positivt laddade joner av ett högt pH medan negativt laddade joner gynnas av<br />
ett lågt pH. Generellt sett så innebär pH under 3-5 att de flesta tungmetaller kvarstår i lösning och inte<br />
fastläggs (Kinniburgh och Jackson, 1981). Detta är <strong>för</strong>klaringen till att halterna generellt är högre nära<br />
sur rödfyr samt nära skifferbrottens väggar där pH är lågt. De flesta katjoner och anjoner har dock en<br />
god adsorptions<strong>för</strong>måga vid neutrala pH. Adsorption och absorption styrs som sagt av mineralytornas<br />
egenskaper bl.a. den specifika ytan som i stort sett kan anses vara ett mått på antalet ”platser” där jonerna<br />
kan ”fastna”, ju större yta desto fler platser. Lermineral och fram<strong>för</strong>allt rostutfällningar (järnhydroxid)<br />
är kända <strong>för</strong> att ha stora ytor och således ha en stor potential <strong>för</strong> att <strong>för</strong>dröja eller <strong>för</strong>hindra att<br />
joner sprids vidare (t.ex. Kooner, 1993; Bowell och Bruce; 1995, Coston et al., 1995; Düker et al.,<br />
1995). De mest vanliga sekundära mineralen som påträffats både vid geokemiska modelleringar av<br />
grundvatten under högarna och mineralogiska studier är just dessa järnoxid-hydroxider. Även lermineral<br />
har identifierats (montmorillonit och illit). Järnoxiderna har främst bildats genom <strong>för</strong>bränningen av<br />
alunskiffern då pyrit oxiderats vid höga temperaturer. Studier har visat att de främst består av hematit<br />
(Fe 2 O 3 ). Det är även detta mineral som ger <strong>rödfyren</strong> den karaktäristiska röda färgen. Grundvattnen<br />
verkar dock främst innhålla amorfa d.v.s. icke-kristallina järnoxid-hydroxider (götit m.fl). Även manganoxid-hydroxider<br />
verkar kunna <strong>för</strong>ekomma.<br />
Att dessa mineral till viss del reglerar den fortsatta transporten verifieras av de ut<strong>för</strong>da sekventiella<br />
lakningarna (se figur 3). Många s.k. tungmetaller arsenik, kadmium m.m. sitter knutna till de två järnoxidfraktionerna<br />
(kristallina och amorfa).<br />
Andra processer som reglerar de lösta ämnenas rörlighet är direkt utfällning av sekundära mineral. I<br />
terorin kan inte en halt bli högre än den halt som gäller <strong>för</strong> ett visst mineral då jämvikt råder mellan<br />
mineralet och lösningen. Om lösningens halt är högre faller mineralet ut. Detta är högst teoretiskt eftersom<br />
den ”lösta halten” i praktiken kan vara högre p.g.a. att element sitter bundna i kolloider eller<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
14
undna till olika komplex. De verkar vara lösta men i praktiken som medverkar de enbart lite i dessa<br />
utfällnings/upplösningsreaktioner. Ett mineral som har konstaterats finnas i <strong>rödfyren</strong> eller grundvattnet<br />
i närheten är fram<strong>för</strong>allt gips, ett kalciumsulfat. Ett antal andra sekundära mineral innehållande spårelement<br />
och tungmetaller har också konstaterats kunna finnas. Ba 3 (AsO 4 ) 2 har konstaterats kunna finnas.<br />
Ett mineral som <strong>för</strong>utom arsenik även innehåller barium. Bly<strong>för</strong>eningen plumbogummit<br />
(PbAl 3 (PO 4 ) 2 (OH) 5 :H 2 O) kan även <strong>för</strong>ekomma. Vanadin <strong>för</strong>ekommer möjligen tillsammans med uran<br />
i två <strong>för</strong>eningar, carnotit (KUO 2 VO 4 ) och tyuyamunit (Ca 0.5 UO 2 VO 4 ). Uran <strong>för</strong>ekommer även möjligen<br />
som ytterligare ett antal <strong>för</strong>eningar, UO 2 (OH) 2 (UO 2 (OH) 2 ), sköpit (UO 2 (OH) 2 :H 2 O), U 4 O 9 , uraninit<br />
(UO 2 ) samt USiO 4 .<br />
Sorptionsprocesser och utfällning/upplösningsprocesser har således en stor inverkan på de lösta ämnenas<br />
transport inne i avfallen och även i yt- och grundvattnen. I alla medier med<strong>för</strong> de en <strong>för</strong>dröjning av<br />
utlakningen och minskar den totala mängden utlakade <strong>för</strong>oreningar på årsbasis. Naturliga källbarriärer<br />
finns således inom områdes. Att dessa processer är viktiga och inverkar på de totala masstransporterna<br />
inses också vid en jäm<strong>för</strong>else mellan vad som teoretiskt årligen vittrar loss av t.ex. arsenik från både<br />
alunskiffer och rödfyr med det som verkligen transporteras ut till huvudrecipienten Kalmarsund. En<br />
hel del fastläggs.<br />
5. NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR<br />
5.1 Beskrivning av transportvägar<br />
Flera olika spridningsvägar är aktuella avseende <strong>för</strong>oreningar från <strong>rödfyren</strong>. Spridningen sker inte<br />
enbart med vatten, utan vindtransport och spridning genom mänsklig aktivitet är också relevanta vägar.<br />
Spridning av <strong>för</strong>oreningar med ytvatten sker genom de ytvattenflöden, diken och bäckar som finns i<br />
området. Transporten sker inte under hela året utan sker främst i samband med intensiv nederbörd.<br />
Stora delar av året är dessa diken och bäckar nämligen torrlagda. Transporten med grundvatten sker<br />
dock året runt. Den enda transportriktningen, både, avseende ytvatten och grundvatten är mot Kalmarsund.<br />
Transportriktningen <strong>för</strong> både yt- och grundvatten från <strong>rödfyren</strong> är ganska centrerad till just rödfyrsområdet<br />
runt det nuvarande bruket och gamla södra bruket. Någon diffus spridning från rödfyrnområdena<br />
d.v.s. norr- eller söderut finns inte (se Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:06).<br />
Vindspridning av rödfyr har också bedömts vara en relevant spridningsväg. För att partiklar ska damma<br />
till omgivningen måste de vara så små att tyngdkraften nedåt övervinns av krafter i andra riktningar.<br />
Partiklar binds också till varandra genom interna krafter (adhesions- och kohesionskrafter) vars<br />
storlek bland annat beror på vatteninnehållet. Detta innebär att dammspridningsrisken är som störst<br />
under torr väderlek. I <strong>rödfyren</strong> finns mindre partiklar som skulle kunna damma (baserade på ut<strong>för</strong>da<br />
sikt<strong>för</strong>sök). Ett skäl till att damning inte är en större spridningsväg skulle kunna bero på <strong>rödfyren</strong>s<br />
ålder. P.g.a. åldern har redan finpartiklarna transporterats iväg och en överyta av större partiklar, delvis<br />
sammankittade har bildats.<br />
Ytterligare en relevant spridningsväg <strong>för</strong> <strong>för</strong>oreningar och rödfyr är mänsklig aktivitet. Huvudelen av<br />
<strong>rödfyren</strong> <strong>för</strong>ekommer i en relativt bra fraktion <strong>för</strong> att kunna fungera som utfyllnad (grus, sand). Det är<br />
tydligt i <strong>Degerhamn</strong>sområdet att den även fungerat som utfyllnadsmaterial vid t.ex. byggnation av<br />
vägar och planer. Huruvida <strong>rödfyren</strong> även använts utan<strong>för</strong> <strong>Degerhamn</strong>sområdet är inte känt.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
15
De aktuella spridningsvägarna är således idagsläget:<br />
• Spridning genom ytvatten<br />
• Spridning genom grundvatten<br />
• Damning<br />
• Mänsklig aktivitet.<br />
Det finns ingenting som tyder på att andra transportvägar än dessa är aktuella i framtiden.<br />
5.2 Spridning från källan – rödfyr och alunskiffer<br />
Den huvudsakliga antropogena källan är <strong>rödfyren</strong> i området. Till spridningen till Kalmarsund ska även<br />
läggas det som sprids från den vittrande alunskiffern, som inte står <strong>för</strong> ett helt obetydligt läckage.<br />
Tabell 3. Sammanställning av årlig transport med olika källor från <strong>Degerhamn</strong>sområdet. Den naturliga transporten<br />
anses representeras av transporten i Strömmeln.<br />
Ytvatten<br />
från rödfyr<br />
Naturlig<br />
transport<br />
(Strömmeln)<br />
Grundvatten<br />
Damning<br />
kg/år kg/år kg/år kg/år<br />
As 0,15 0,07 0.27 0,82<br />
Ba 12 11,5 5.3 -<br />
Cd 0,05 0,02 0.87 0,07<br />
Co 0,03 0,03 26 -<br />
Cu 0,7 0,5 23 1,6<br />
Cr-tot 0,02 0,09 0.44 0,5<br />
Hg - - - -<br />
Mo 8,5 4,5 9.0 -<br />
Ni 1,8 0,4 50 1,4<br />
Pb 0,01 0,04 0.10 1,3<br />
V 0,15 0,14 0.24 2,3<br />
Zn 1,2 0,4 62 8,1<br />
U 7,6 14 15 -<br />
- Ej beräknad p.g.a. avsaknad av data.<br />
Läckaget från <strong>rödfyren</strong> till huvudrecipienten Kalmarsund sker i huvudsak på två sätt. Antingen genom<br />
ett direkt utläckage av grundvatten eller genom de små ytvattenflöden som finns i området. Huvuddelen<br />
av grundvattnet flödar relativt ytligt och tränger inte ned till de djupare akvifärerna (se Projekt<br />
<strong>Degerhamn</strong> 2005:06). En naturlig transportbarriär finns således mellan den vittrande <strong>rödfyren</strong>, alunskiffern<br />
och de djupare akvifärerna. Risken <strong>för</strong> att de djupare akvifärerna som används <strong>för</strong> dricksvattenuttag<br />
<strong>för</strong>orenas är obetydlig. Vattenkvaliteten i den övre akvifären (översta 5-10 m) är dock sämre<br />
p.g.a. alunskifferns vittring i sig samt spridning av <strong>för</strong>oreningar från <strong>rödfyren</strong>.<br />
Mängderna som flödar ut med grundvattnet, ytvattnen och via damning redovisas i tabell 3.<br />
Den spridning som sker med ytvatten och grundvatten överstiger generellt den som sker genom damning<br />
(<strong>för</strong>utom <strong>för</strong> arsenik, bly och vanadin). Den naturliga bakgrundstransporten som exemplifieras<br />
med transporten av uran vid utloppet av Strömmeln är även den betydande.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
16
5.3 Transportbarriärer<br />
Som transportbarriärer kan de mekanismer fungera som fastlägger eller <strong>för</strong>dröjer utlakningen av <strong>för</strong>oreningar<br />
från källan till skyddsobjekten. I <strong>Degerhamn</strong> så är dessa mekanismer i stort sett de samma<br />
som fungerar som källbarriärer d.v.s olika sorbtions och utfällningsreaktioner. Eftersom strömningssträckan<br />
i ytvattnen och därmed tiden från källan till skydsobjekten är så små, i fallet Kalmarsund,<br />
finns det ingen möjliget <strong>för</strong> dessa reaktioner att verka effektivt. De <strong>för</strong>oreningar som lakas ut och<br />
sprids från <strong>rödfyren</strong> transporteras även vidare utan någon större <strong>för</strong>dröjning.<br />
När det gäller transporten av vatten (grundvatten) i de tunna jordlager eller i berget finns det en större<br />
möjlighet <strong>för</strong> <strong>för</strong>dröjning. Viss fastläggning sker sannolikt, men den huvudsakliga <strong>för</strong>dröjningen sker<br />
inne i högarna eller strax under dem (källbarriär). En naturlig transportbarriär finns även i den naturliga<br />
berggrunden genom att alunskiffern är mer permeabel horisontellt samt är ganska tät vertikalt. Detta<br />
<strong>för</strong>hindrar vidare transport av <strong>för</strong>oreningar ned till den djupare akvifären.<br />
6. SKYDDSOBJEKT<br />
6.1 Beskrivning av skyddsobjekt<br />
Ett antal skyddsobjekt finns i <strong>Degerhamn</strong>sområdet. De aktuella skyddsobjekten som finns utgörs av:<br />
- Boende i området<br />
- Besökare i området<br />
- Miljön inom området<br />
- Kalmarsund<br />
De boende i området är <strong>för</strong>eträdesvis lokaliserade till norra delen av rödfyrsområdet, nära kusten. Bostäder<br />
finns även i närheten av södra bruket. Stora delar av området där <strong>rödfyren</strong> är deponerad är dock<br />
obebott. Området uttnyttjas däremot som ströv- och fritidsområde. Stigar, mindre vägar och promenadstråk<br />
finns över hela området. Några direkta vattenrelaterade skyddsobjekt finns inte. Ett antal<br />
mindre diken och bäckar finns inom området. Dessa är främst vatten<strong>för</strong>ande i samband med stor nederbörd<br />
och har då mer karaktären av dagvattenledningar d.v.s. stråk som direkt leder bort nederbördsvatten.<br />
Eftersom dessa diken och bäckar större delen av året är torrlagda bedöms det inte direkt<br />
finnas några skyddsvärda ekosystem i dem. En större vattenansamling finns i den norra delen av området,<br />
den s.k. fågelsjön. Denna fågelsjö är grund, endast någon meter, och i praktiken ett vattenfyllt<br />
skifferbrott, till stora delar även vassbevuxet. Sjön mottar idag lakvatten från de blottlagda skifferytorna<br />
och håller sulfathalter på mellan 40-60 mg/l, men relativt låga metallhalter, pH ligger omkring 6-<br />
6,5. Halterna av metaller i sedimenten är också tämligen låga t.ex. cirka 10 mg/kg TS arsenik, cirka 5<br />
mg/kg TS kadmium och omkring 300 mg/kg TS zink. Något betydande påslag av <strong>för</strong>oreningar verkar<br />
inte finnas. Sjön i sig kan dock ha ett värde <strong>för</strong> fågellivet i området och därmed ha ett visst naturvärde.<br />
Sjön anses dock inte vara ett skyddsobjekt i sig.<br />
Strax öster om <strong>Degerhamn</strong> finns flera naturreservat bl.a. Albrunna alvar, ett landskap med tunna jordar<br />
och långsträckta höjdryggar, där bl.a. växten solvända växer över stora områden. Naturreservaten ligger<br />
i ett riksintresse <strong>för</strong> naturvården, nämligen Stora Alvaret. Själva Degerhamsområdet i sig där <strong>rödfyren</strong><br />
finns är klassat som ett riksintresse <strong>för</strong> kulturmiljövården. Detta har utretts separat och finns<br />
ytterligare beskrivet i Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2004:01. Några bevaransvärda nyckelbiotoper har<br />
inte kunnat konstateras i <strong>Degerhamn</strong>sområdet (t.ex. Skogsvårdsstyrelsen, 2004). Några direkt skyddsvärda<br />
ekosystem eller arter är inte heller kända i anknytning till rödfyrshögarna och skifferbrotten. I de<br />
mer kalkrika högarna kan det dock tänkas att kalkälskande arter kan <strong>för</strong>ekomma.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
17
Ett av de större skyddsobjekten är den slutliga recipienten, Kalmarsund som är en del av Östersjön. Ett<br />
objekt som redan idag är belastat av flera källor t.ex. läckage både direkta och mer diffusa från industrier<br />
och tätorter.<br />
6.2 Exponeringsvägar<br />
6.2.1 Allmänt<br />
Både människa och miljö utsätts <strong>för</strong> exponering <strong>för</strong> <strong>för</strong>oreningar från <strong>rödfyren</strong>, men också alunskiffern<br />
samt den residualjord som finns i området. Människor exponeras i huvudsak genom faktorer såsom<br />
damning, inandning, hudkontakt och i de fall grundvattnet utnyttjas som dricksvatten. När det gäller<br />
miljön påverkas denna i huvudsak dels genom att markmiljön påverkas i området där <strong>för</strong>oreningarna<br />
finns och dels via spridning till ytvatten.<br />
För de olika exponeringsvägarna kan halter beräknas (referenskoncentrationer) där ingen menlig negativ<br />
effekt på människors hälsa och miljö uppkommer.<br />
6.2.2 Metod och modell <strong>för</strong> platsspecifik bedömning<br />
För att få en uppfattning om vilka halter av olika <strong>för</strong>oreningar som kan ge menliga, negativa effekter<br />
hos människors hälsa och miljö har s.k. referenskoncentrationer beräknats <strong>för</strong> <strong>Degerhamn</strong>sområdet <strong>för</strong><br />
olika ämnen och exponeringsvägar. Alla beräkningar har skett enligt modellerna beskrivna i Naturvårdsverkets<br />
rapport nr 4639, ”Development of generic guideline values” (Naturvårdsverket, 1997b).<br />
Orsaken till att platsspecifika värden beräknats är främst att exponeringstider <strong>för</strong> människor och att<br />
lakbarheten av olika ämnen bedömts skilja sig åt jäm<strong>för</strong>t med de antaganden som använts vid framtagandet<br />
av de generella riktvärdena samt värden <strong>för</strong> utspädning etc.<br />
Valet av ämnen har baserats på dels de ämnen som det finns beräknade generella riktvärden <strong>för</strong> samt<br />
som tillägg de element som bedöms kunna utgöra risker. Dessa referenskoncentrationerna kan omvandlas<br />
till s.k. platsspecifika riktvärden och fungera som underlag <strong>för</strong> t.ex. mätbara åtgärdsmål. Det<br />
har dock valts att enbart använda de beräknade referenskoncentrationerna som ett underlag vid riskbedömningen<br />
och bedömning av relevanta exponeringsvägar. De beräknade referenskoncentrationerna<br />
ska således inte ses som absoluta och fixa tal. De beräknade referenskoncentrationerna har i de fall<br />
lakbarheten inte direkt använts vid beräkningarna, jäm<strong>för</strong>ts med resultat från sekventiella lakningar<br />
d.v.s. <strong>för</strong>sök har gjorts att ta hänsyn till möjlig tillgänglighet och upptag i människor. Det måste här<br />
nämnas att de sekventiella lakningarna inte i absoluta tal visar vad som direkt är tillgängligt <strong>för</strong> människor<br />
och <strong>för</strong> upptag i växter. De anses dock ge bra indikationer.<br />
De exponeringsvägar som har betraktats som möjliga vid olika markanvändningsalternativ <strong>för</strong> de generella<br />
riktvärdena samt <strong>för</strong> de platsspecifika <strong>för</strong>hållandena i <strong>Degerhamn</strong> redovisas i tabell 4. För <strong>Degerhamn</strong>sområdet<br />
har referenskoncentrationer <strong>för</strong> relevanta exponeringsvägar, enligt tabell 4, beräknats<br />
<strong>för</strong> fallen boende i området samt att områden utnyttjas som strövområden. Några andra markanvändningsalternativ<br />
har inte bedömts vara relevanta.<br />
Avfallen är finkorniga och inandning av damm bedöms som en relevant exponeringsväg <strong>för</strong> både boende<br />
och strövande i området, även upptag av jord och hudkontakt bedöms som en relevant exponeringsväg<br />
<strong>för</strong> båda alternativen. För boende i området har det dessutom antagits att grundvattenbrunnar<br />
utnyttjas <strong>för</strong> dricksvattenuttag och att odling av grönsaker inte kan uteslutas. Dricksvattenintag sker<br />
idag enbart sparsamt nedströms rödfyrshögarna, <strong>för</strong>eträdesvis längs kusten. De flesta brunnarna ligger<br />
även utan<strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong>s direkta influensområde. Intag via fisk har inte beräknats då rekommendationer<br />
från Livsmedelsverket finns <strong>för</strong> hur ofta insjöfisk bör ätas. Några vattendrag lämpliga <strong>för</strong> fiske finns<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
18
heller inte i <strong>Degerhamn</strong>sområdet. Fisk är där<strong>för</strong> inte en relevant exponeringsväg. Exponering via ångor<br />
bedöms heller inte relevant eftersom inga av elementen avgår i gasfas vid normal temperatur. För påverkan<br />
på miljö antas exponeringsvägarna motsvara mindre känslig markanvändning eftersom områdena<br />
är påverkade av mänsklig aktivitet och rödfyr sedan många år.<br />
Tabell 4. Exponeringsvägar vid känslig markanvändning (KM) samt mindre känslig markanvändning (MKM)<br />
enligt Naturvårdsverkets generella riktvärden samt platsspecifika exponeringsvägar <strong>för</strong> <strong>Degerhamn</strong>sområdet.<br />
Exponeringsväg KM MKM Boende<br />
<strong>Degerhamn</strong><br />
Strövområde<br />
<strong>Degerhamn</strong><br />
Människor:<br />
Intag av jord x x x x<br />
Hudkontakt x x x x<br />
Inandning av damm x x x x<br />
Inandning av ångor x x<br />
Intag av grundvatten<br />
x<br />
x<br />
Intag av grönsaker x x<br />
Intag av fisk<br />
x<br />
Miljön:<br />
Effekter inom området<br />
x x x x<br />
Effekter i ytvattenrecipient<br />
x x x x<br />
Vid bedömningen av hälsoriskerna <strong>för</strong> människa från ett <strong>för</strong>orenat område används bl.a. information<br />
gällande vilka doser som ger en viss effekt, eller sambandet mellan dos-respons <strong>för</strong> människa. Sådana<br />
data är utgångspunkten <strong>för</strong> de s.k. tröskelvärdena som ger en viss negativ effekt och tas fram genom<br />
experiment eller epidemiologiska studier. För de flesta <strong>för</strong>eningar uttrycks dessa tröskelvärden, efter<br />
att säkerhetsfaktorer används <strong>för</strong> att ta hänsyn till osäkerheter i de tillgängliga data, som en tolerabelt<br />
daglig dos/intag (TDI) med enheten mg/kg kroppsvikt och dag. När det gäller cancerogena ämnen t.ex.<br />
arsenik används matematiska beräkningar på låga doser där riskerna anses vara acceptabla t.ex. ett<br />
ökat cancerfall på 100 000 under en livstid. Till grund <strong>för</strong> Naturvårdsverkets generella riktvärden har<br />
bakgrundsdata <strong>för</strong> TDI från bl.a. WHO (World Health Organization) och gränser <strong>för</strong> ekotoxikologiska<br />
effekter från Canada och Nederländerna använts. Indata <strong>för</strong> beräkning har i mån det<br />
bedömts relevant tagits från och uppdaterats från dessa källor samt även US.EPA. För övriga värden<br />
som t.ex. <strong>för</strong> kroppsvikt, exponerad hudyta, plantupptag, toxikologisk referenskoncentration i luft,<br />
inandningshastighet, ekotoxikologiska effekter etc. har data från Naturvårdsverket som används i beräkningarna<br />
av de generella riktvärdena använts. För lakegenskaper och lakbarhet, utspädnings<strong>för</strong>hållanden<br />
och exponeringstid har däremot direkt platsspecifika data använts.<br />
6.2.3 Antaganden och beräkningar<br />
Direkt intag av jord<br />
Oral exponering av <strong>för</strong>oreningar antas ske via direktintag av jord eller genom smutsiga fingrar, händer<br />
eller mat som stoppas i munnen. Intaget är åldersberoende och bedöms vara störst <strong>för</strong> små barn. De<br />
viktigaste parametrarna är det dagliga intaget, <strong>för</strong>oreningens biotillgänglighet d.v.s. mineralform, partikelstorlek,<br />
graden av inkapsling och den kemiska formen (Ruby et al., 1999). För barn uppskattas det<br />
genomsnittliga intaget av jord till 200 mg/dag, vilket betraktas som ett konservativt värde enligt<br />
US.EPA. Som jäm<strong>för</strong>else kan nämnas att upptaget <strong>för</strong> enstaka s.k. pica-barn uppgår till 10000 mg/dag<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
19
vid akut exponeringsbedömning. För vuxna uppskattad upptaget till 50 mg/dag, d.v.s. samma antagande<br />
som använts i beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden. För arsenik har cancerrisken<br />
beaktats.<br />
För de flesta av studerade element finns TDI-värden. För uran finns ett provisoriskt värde (0,0006<br />
mg/kg, d) enligt WHO. För molybden har däremot inget TDI-värde hittats i litteraturen, utan en referensdos<br />
(RfD) har använts i beräkningarna (0,005 mg/kg, d) enligt Integrated Risk Information System<br />
(IRIS), http://www.epa.gov/iris/subst/0425.htm, en elektronisk databas utarbetad av amerikanska naturvårdsverket<br />
innehållandes information om hälsoeffekter p.g.a. exponering <strong>för</strong> olika kemikalier i<br />
miljön.<br />
För boende inom området bedöms både barn och vuxna exponeras hela året, d.v.s. 365 dagar/år. För<br />
strövområde bedöms vuxna promenera en dag per vecka inom området, d.v.s. exponeras 52 dagar/år.<br />
Små barn bedöms utnyttja området <strong>för</strong> lek en dag varannan vecka och bedöms exponeras 26 dagar/år.<br />
Referenskoncentrationen beräknas <strong>för</strong> barn i åldern 0-6 år, och så små barn bedöms inte leka i området<br />
oftare än så.<br />
Resultaten från beräkningarna av referenskoncentrationer <strong>för</strong> exponeringsvägen redovisas i tabell 5<br />
tillsammans med medelhalten <strong>för</strong> all rödfyr i området, den procentuella lakbarheten samt den beräknande<br />
lakbara halten. Indata <strong>för</strong> lakbarheten har tagits från de ut<strong>för</strong>da sekventiella lakningarna. Det har<br />
antagits att den andel som är tillgänglig i mag-tarmkanalen är den del som sitter lätt adsorberbart, karbonatbundet,<br />
organiskt bundet eller bundet till amorfa oxidhydroxidfraktioner. Ruby et al., (1999)<br />
nämner att sulfidbundna element är mindre biotillgängliga. Element bundna i sulfidfraktionen, samt i<br />
kristallina oxid-hydroxidfaser och silikatbundna har således exkluderats. De har ansetts <strong>för</strong> svårlösliga<br />
i mag-tarmkanalen.<br />
Tabell 5. Beräknade referenskoncentrationer <strong>för</strong> exponeringsvägen intag av jord med medelhalten i rödfyr,<br />
lakbarheten samt mängden lakbart redovisade <strong>för</strong> jäm<strong>för</strong>else. Gråmarkerade data visar element som kan innebära<br />
en risk vid intag av jord.<br />
Intag av jord<br />
(mg/kg TS)<br />
Boende<br />
Strövområde<br />
Medelhalt<br />
Rödfyr<br />
(mg/kg TS)<br />
Lakbarhet<br />
max-min<br />
(%)<br />
Mängd Lakbar<br />
max-min<br />
(mg/kg TS)<br />
As 527/4 1 5517/37 1 109 17-51 19-56<br />
Ba 1500 21058 1210 9-14 109-169<br />
Cd 75 1053 2,2 36-68 0,8-1,5<br />
Co 105 1474 16,6 32-40 5,3-6,4<br />
Cu 37500 526442 90,4 35-50 32-45<br />
Cr-tot 75000 e.b. 99,4 3-4 3-4<br />
Hg 35 495 0,13 5-33 0,007-0,05<br />
Mo 375 5264 123 9-12 11-15<br />
Ni 375 5264 57,6 25-30 14,4-17,3<br />
Pb 263 3685 29,7 16-33 4,8-9,8<br />
V 525 7370 487 6-9 29-44<br />
Zn 75000 e.b. 130 26-52 34-68<br />
U 45 632 84,9 42-69 35,7-58,6<br />
e.b. Ej begränsande<br />
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.<br />
2 %-Lakbarhet = summan av lätt adsorberbart, karbonatbundet, organiskt bundet samt bundet till amorfa oxidhydroxidfraktioner.<br />
Resultaten visar att det bara är ett element som kan utgöra en risk nämligen arsenik. Detta om det tas<br />
hänsyn till cancerrisken. Arsenik utgör en risk <strong>för</strong> båda markanvändningsalternativen. Om indata som<br />
tar hänsyn till cancerrisken (US.EPA) används erhålls en referenskoncentration på 4 mg/kg TS <strong>för</strong><br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
20
oendeområden respektive 37 mg/kg TS <strong>för</strong> strövområden. Koncentrationerna kan jäm<strong>för</strong>as med medelhalten<br />
i <strong>rödfyren</strong> på 109 mg/kg TS varav 19-56 mg/kg TS bedöms kunna vara tillgängligt i magtarmkanalen.<br />
Rödfyren bedöms således kunna utgöra en risk vid intag av jord. Sannolikheten <strong>för</strong> intag<br />
bedöms bedöms som stor och konsekvenserna vid intag under en längre tid likaså. Den letala dosen<br />
arseniktrioxid uppgår t.ex. till mellan 70-180 mg (1-2 mg/kg kroppsvikt). Dagligt intag av 1-4 mg As<br />
under några veckor har hos barn visats ge upphov till allvarliga skador, vissa med dödlig utgång (Victorin<br />
et al., 1990). Ett intag av 70-180 mg arsenik genom intag av rödfyr motsvarar ett direkt intag av<br />
mellan 640-1600 g rödfyr vid ett och samma tillfälle. Sannolikheten av att vid ett tillfälle få i sig en<br />
dödlig dos bedöms där<strong>för</strong> som osannolik.<br />
De framräknande referenskoncentrationerna är <strong>för</strong> arsenik lägre jäm<strong>för</strong>t med den naturliga jordmånen<br />
(4-13 mg/kg TS) <strong>för</strong> boendeområden. Även den naturliga jordmånen i området kan således vara<br />
olämplig <strong>för</strong> boende beroende på sitt arsenikinnehåll. Sannolikheten och konsekvenserna bedöms dock<br />
som små (se resonemang avseende rödfyr). De beräknade referenskoncentrationerna är också lägre<br />
jäm<strong>för</strong>t med alunskifferns halter (65-128 mg/kg TS) <strong>för</strong> båda markanvändningsalternativen. Lakbarheten<br />
<strong>för</strong> arsenik i alunskiffern varierar från cirka 7 % <strong>för</strong> ovittrad skiffer och cirka 36 % <strong>för</strong> vittrad skiffer.<br />
Detta motsvarar i halt 9 mg/kg TS <strong>för</strong> ovittrad alunskifferskiffer och 23 mg/kg TS <strong>för</strong> vittrad alunskiffer.<br />
Andelen lakbar arsenik i alunskiffern är relativt hög och resultaten visar på att andelen ligger<br />
högre jäm<strong>för</strong>t med de framräknade referenskoncentrationerna fram<strong>för</strong>allt <strong>för</strong> bostadsanvändning. Ruby<br />
et. al., (1999) menar dock att partikelstorleken i sig är en viktig faktor <strong>för</strong> biotillgängligheten. Eftersom<br />
alunskiffern främst finns i större stycken och kornstorlekar bedöms således inte den direkt utgöra<br />
någon risk. Både sannolikheten och konsekvenserna av att inta en <strong>för</strong> stor mängd alunskiffer bedöms<br />
som små.<br />
Hudkontakt<br />
När det gäller hudkontakt sker exponering när <strong>för</strong>orenad jord fastnar på huden och <strong>för</strong>oreningar tas<br />
upp i blodet genom huden. De kroppsdelar som huvudsakligen exponeras är händer, armar, fötter och<br />
ben. Exponeringen är bl.a. beroende av exponerad hudyta, mängden jord som fastnar på huden och<br />
exponeringstid. Beräkningen av referenskoncentrationen utgår från TDI-doser samt risken <strong>för</strong> cancer.<br />
Exponeringstiden är kortare än vid upptag av jord eftersom tiden av året då stora hudytor exponeras<br />
<strong>för</strong> damning är kortare än möjligheten att få i sig <strong>för</strong>oreningar via munnen. För boende inom området<br />
bedöms barn exponeras 80 dagar per år och vuxna 45 dagar/år, d.v.s. samma antagande som <strong>för</strong> beräkning<br />
av de generella riktvärdena <strong>för</strong> känslig markanvändning. För strövområde bedöms vuxna exponeras<br />
ungefär en tredjedel av tiden som vistelse sker i området eftersom den största exponeringen sker<br />
under sommarperioden, d.v.s. vid promenad en dag per vecka uppskattas exponeringen till ungefär 15<br />
dagar/år. Övrig tid under året bedöms ingen hud exponeras <strong>för</strong> <strong>för</strong>oreningar. Barn bedöms exponeras<br />
under ungefär hälften av tiden som de antas vistas i området eftersom de har ett annat rörelsemönster<br />
än vuxna, d.v.s. exponering bedöms ske ungefär 15 dagar/år.<br />
I beräkningen används även en ämnesspecifik adsorptionsfaktor <strong>för</strong> hudupptag. För uran och molybden<br />
har värdet 0,001 hämtats från Risk Assessment Information System, http://risk.lsd.ornl.gov. För<br />
övriga parametrar, t.ex. exponerad hudyta och daglig hudexponering, bedöms de data som använts <strong>för</strong><br />
de generella riktvärdena som tillämpbara.<br />
Beräkningarna visar åter att arsenik kan utgöra ett problem om hänsyn tas till cancerrisken. Den framräknande<br />
referenskoncentrationen på 67 mg/kg TS ligger under medelhalten <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong>. Denna exponeringsväg<br />
bedöms som sannolik.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
21
Tabell 6. Beräknade referenskoncentrationer <strong>för</strong> exponeringsvägen hudkontakt med medelhalten i rödfyr redovisad<br />
<strong>för</strong> jäm<strong>för</strong>else. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.<br />
Hudkontakt<br />
(mg/kg TS)<br />
Boende<br />
Strövområde<br />
Medelhalt<br />
Rödfyr<br />
(mg/kg TS)<br />
As 10011/67 1 40152/269 1 109<br />
Ba e.b. e.b. 1210<br />
Cd 349 1862 2,2<br />
Co 3422 18250 16,6<br />
Cu e.b. e.b. 90,4<br />
Cr-tot e.b. e.b. 99,4<br />
Hg 543155 2451 0,13<br />
Mo 244420 e.b. 123<br />
Ni 698 3724 57,6<br />
Pb 28516 152083 29,7<br />
V 342188 e.b. 487<br />
Zn e.b. e.b. 130<br />
U 29330 156429 84,9<br />
e.b. Ej begränsande<br />
Beräknat med RfD-data från US.EPA/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken. Ett fall på 100 000 accepteras.<br />
Referenskoncentrationen är också lägre än medelhalten <strong>för</strong> både vittrad och ovittrad skiffer. Trots<br />
detta bedöms inte skiffern utgöra någon risk. Alunskifffern är till större delen täckt av jordmån i de<br />
områden där bostäder finns och kontakttiden är begränsad, vilket kan göra att kontakttiden är överskattad<br />
<strong>för</strong> speciellt barn. En minskad kontakttid <strong>för</strong> markanvändningsalternativet boende från t.ex. 70<br />
dagar till 10 dagar per år <strong>för</strong> barn med<strong>för</strong> att den beräknade referenskoncentrationen i stort sett hamnar<br />
i nivå med halterna i alunskiffern d.v.s. knappt någon risk alls. Sannolikheten och konsekvenserna<br />
bedöms således som små avseende alunskiffern.<br />
Inandning av damm<br />
Vid inandning av damm bedöms inandning av fina dispergerade dammpartiklar vara en relevant exponeringsväg<br />
i de tre områdena fram<strong>för</strong> allt vid varma sommardagar. Partiklar större än 10 µm fastnar i<br />
bronkerna men kan senare sväljas och de finare partiklarna kan direkt gå ned i lungorna. De generella<br />
riktvärdena har beräknats utifrån en toxikologisk referenskoncentration i luft eller, när sådant värde<br />
saknas, utifrån TDI-värden och genomsnittlig daglig inandning. Sättet <strong>för</strong> platspecifik beräkning är<br />
liknande. För uran och molybden har värden <strong>för</strong> TDI använts. Avseende arsenik och kadmium så har<br />
beräkningar gjorts med RfC-data där hänsyn tas till cancerriskerna.enligt WHO.<br />
Koncentrationen av <strong>för</strong>orenat stoft i luften antas vara samma som <strong>för</strong> beräkningarna av de generella<br />
riktvärdena. För beräkning utifrån TDI-värden bedöms exponeringstiden vara den samma som <strong>för</strong><br />
intag av jord enligt ovan, d.v.s. <strong>för</strong> boende inom området 365 dagar/år <strong>för</strong> både barn och vuxna och <strong>för</strong><br />
strövområde 52 dagar/år <strong>för</strong> vuxna och 26 dagar/år <strong>för</strong> barn. För övriga parametrar, t.ex. andningshastighet<br />
och lungretention, bedöms de data som använts <strong>för</strong> de generella riktvärdena som tillämpbara.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
22
Tabell 7. Beräknade referenskoncentrationer <strong>för</strong> exponeringsvägen inandning av damm med medelhalten i<br />
rödfyr redovisad <strong>för</strong> jäm<strong>för</strong>else. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.<br />
Inandning av damm<br />
(mg/kg TS)<br />
Boende<br />
Strövområde<br />
As 164 1 1095 1 109<br />
Ba 12252 1 81683 1 1210<br />
Cd 123 1 817 1 2,2<br />
Co 89859 2 e.b. 2 16,6<br />
Cu e.b. 2 e.b. 2 90,4<br />
Cr-tot e.b. 2 e.b. 2 99,4<br />
Hg 24505 1 163367 1 0,13<br />
Mo 320924 2 e.b. 2 123<br />
Ni 613 1 4084 1 57,6<br />
Pb 12252 1 81683 1 29,7<br />
V 24505 1 163367 1 487<br />
Zn e.b. 2 e.b. 2 130<br />
U 38511 2 540634 2 84,9<br />
e.b. Ej begränsande<br />
1 Beräknat med RfC-data.<br />
2 Beräknat med TDI-data.<br />
Medelhalt<br />
Rödfyr<br />
(mg/kg TS)<br />
Beräkningarna visar att damning inte är en relevant exponeringsväg <strong>för</strong> något element. Ingen risk bedöms<br />
heller finnas <strong>för</strong> alunskiffern. Den dammar ej och risken är således obefintlig.<br />
Intag av grundvatten<br />
Beträffande intag av grundvatten kan grundvatten bli kontaminerat antingen genom kontaminering av<br />
en grundvattenbrunn eller via inträngning i dricksvattenledning i det <strong>för</strong>orenade området. Vid beräkning<br />
av de svenska generella riktvärdena har endast direkt kontaminering av vattenbrunn beaktats. Att<br />
inträngning av vittringsvatten även sker i ledningar är sannolik med tanke på erfarenheterna avseende<br />
kadmiumproblematiken i reningsverksslammet i <strong>Degerhamn</strong>.<br />
Referenskoncentrationerna <strong>för</strong> intag av grundvatten har beräknas utifrån toxikologiskt baserade dricksvattenkriterier.<br />
Har dricksvattenkriterier saknats har referenskoncentrationerna i stället beräknats via<br />
exponeringen då doserna <strong>för</strong> tolerabelt dagligt intag använts. Beräkning av referenskoncentrationerna<br />
<strong>för</strong> <strong>Degerhamn</strong>sområdet har ut<strong>för</strong>ts på samma sätt som beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden<br />
men med platsspecifik hänsyn till <strong>för</strong>oreningsutbredning, gradient och hydraulisk konduktivitet<br />
i området samt K D -värden bestämda utifrån ut<strong>för</strong>da lak<strong>för</strong>sök och totalhalter, d.v.s. hänsyn har tagits<br />
till den verkliga lakbarheten. Antagandet <strong>för</strong> K D -värdet är att vittringen och borttransporten av vittringsprodukter<br />
har nått ”steady-state” d.v.s. att borttransporten och ursköljningen motsvaras av en lika<br />
stor lossvittring av metaller. När det gäller äldre vittrande material bedöms detta som ett rimligt antagande,<br />
däremot inte när det gäller färskare avfall där en ökad vittring kan ske med tiden (se även Projekt<br />
<strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:04). Beräkningar med K D -värden genom<strong>för</strong>s också med det antagandet<br />
att alla element har ett linjärt samband mellan fast och löst fas d.v.s. linjära sorbtionsisotermer. Beräkningarna<br />
har där<strong>för</strong> gjorts <strong>för</strong> flera olika alternativ eller <strong>för</strong> max-min K D -värden baserade på lak<strong>för</strong>sök<br />
på både rödfyr och alunskiffer (”känslighetsanalys”). Detta även <strong>för</strong> att visa på betydelsen av den naturliga<br />
vittringen av alunskiffern i området. K D -värdena har bestämts genom s.k. skak<strong>för</strong>sök (L/S 2<br />
och L/S 10). Generellt uppvisar vittrad alunskiffer låga K D -värden p.g.a. mängden sekundära mineral<br />
som löser upp sig vid bestämningen av K D genom lak<strong>för</strong>sök (skak<strong>för</strong>sök), vilket bekräftas av grundvattenanalyser<br />
nära vittrande brytväggar, vilka uppvisar höga metallhalter i <strong>Degerhamn</strong>sområdet.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
23
För uran finns ett provisoriskt gränsvärde från WHO på 0,015 mg/l. WHO anger också ett gränsvärde<br />
<strong>för</strong> molybden på 0,07 mg/l. För arsenik har beräkningar genom<strong>för</strong>ts på två sätt. Dels med livsmedelsverkets<br />
gränsvärde (10 µg/l) som indata dels med konservativa indata avseende cancerrisken (0,2 µg/l<br />
risknivå 1 på 100 000 enligt US.EPA).<br />
Referenskoncentrationerna <strong>för</strong> intag av grundvatten gäller främst <strong>Degerhamn</strong>sområdets norra del där<br />
fastigheterna inte har kommunalt dricksvatten utan där enskilda brunnar finns med dricksvattenuttag.<br />
Beräkningarna visar även riskerna generellt och i jäm<strong>för</strong>else med alunskiffern. Brunnarna i norra delen<br />
av <strong>Degerhamn</strong>sområdet ligger dock delvis utan<strong>för</strong> det direkta dräneringsområdet <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong> i det<br />
norra området och nere i sandstensakvifären. Geohydrologiska undersökningar (se Projekt <strong>Degerhamn</strong><br />
rapport 2005:06) har visat att huvuddelen av lakvattnen från den naturligft vittrande alunskiffern och<br />
<strong>rödfyren</strong> flödar ytligt i den uppruckna alunskiffern. Risken <strong>för</strong> <strong>för</strong>orening av det djupare grundvattnet<br />
som används <strong>för</strong> uttag av dricksvatten har bedömts som mindre.<br />
Tabell 8. Beräknade referenskoncentrationer <strong>för</strong> exponeringsvägen intag av grundvatten med varierande K D -<br />
värden <strong>för</strong> rödfyr (lågt K D = lakbart, högt K D = mindre lakbart) med medelhalten i rödfyr redovisad <strong>för</strong> jäm<strong>för</strong>else.<br />
Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.<br />
Intag av grundvatten<br />
(mg/kg TS)<br />
min K D<br />
max K D<br />
Medelhalt<br />
Rödfyr<br />
(mg/kg TS)<br />
As 4812/96 1 348438/6967 1 109<br />
Ba e.b. e.b. 1210<br />
Cd 84 1176 2,2<br />
Co 542 2 560131 2 16,6<br />
Cu e.b. e.b. 90,4<br />
Cr-tot e.b. e.b. 99,4<br />
Hg 1507 8407 0,13<br />
Mo 2008 758952 123<br />
Ni 1050 277674 57,6<br />
Pb 246087 e.b. 29,7<br />
V 504952 e.b. 487<br />
Zn e.b. e.b. 130<br />
U 1554 e.b. 84,9<br />
e.b. Ej begränsande<br />
1 Beräknat med data från Livsmedelsverket/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken.<br />
2 Beräknat med TDI<br />
Avståndet från det <strong>för</strong>orenade området, d.v.s. rödfyr, till brunn har uppskattats till 400 m. Längden av<br />
det <strong>för</strong>orenade området i grundvattenflödets riktning har bedömts uppgå till 200 m. Infiltrationen tillgänglig<br />
<strong>för</strong> både grund- och ytvattenbildning har <strong>för</strong> beräkningarna bedömts som mest kunna uppgå<br />
till 150 mm/år (se Projekt <strong>Degerhamn</strong> 2005:06). Densiteten hos materialet har satts till 1,1 ton/m 3 enligt<br />
laboratorietest. Gradienten i områdena har uppskattats till 0,05 och akvifärens mäktighet har bedömts<br />
till 20 m. Djup som bedömts rimliga baserade på data från brunnsarkivet. Akvifären där vatten<br />
tas från omfattar således både jordlagret ovan skiffern i området samt de övre lagren av skiffern.<br />
Referenskoncentrationerna har vidare beräknats <strong>för</strong> dels en hydraulisk konduktivitet i rödfyr och jord<br />
uppgående till 3×10 -4 m/s och dels <strong>för</strong> en hydraulisk konduktivitet i skiffer uppgåendes till 5×10 -7 m/s,<br />
utifrån ut<strong>för</strong>da hydrauliska tester.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
24
Tabell 9. Beräknade referenskoncentrationer <strong>för</strong> exponeringsvägen intag av grundvatten med varierande K D -<br />
värden <strong>för</strong> alunskiffer (lågt K D = lakbart, högt K D = mindre lakbart) med medelhalten i vittrad och ovittrad<br />
naturlig skiffer redovisad <strong>för</strong> jäm<strong>för</strong>else. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.<br />
Intag av grundvatten<br />
(mg/kg TS)<br />
min K D<br />
max K D<br />
Medelhalt vittrad<br />
naturlig skiffer<br />
(mg/kg TS)<br />
Medelhalt ovittrad<br />
naturlig skiffer<br />
(mg/kg TS)<br />
As 186/4 1 549/11 1 61,2 131<br />
Ba 4602 136785 825 723<br />
Cd 0,05 10,6 11,3 14,1<br />
Co 0,6 2 1509 2 3,95 16,9<br />
Cu 1347 e.b. 175 206<br />
Cr-tot 359 31035 114 105<br />
Hg 186 691 0,171 0,143<br />
Mo 3 12333 153 124<br />
Ni 3 4706 123 320<br />
Pb 1152 6835 41,3 41,1<br />
V 6597 2 167632 2 3325 3115<br />
Zn 83 e.b. 381 498<br />
U 12 246 89,3 83,9<br />
e.b. Ej begränsande<br />
1 Beräknat med data från Livsmedelsverket/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken.<br />
2 Beräknat med TDI<br />
Beräkningarna visar att det kan finnas risk <strong>för</strong> <strong>för</strong>orening av grundvattnet i brunnar om spridning av<br />
lakvatten från <strong>rödfyren</strong> sker mot sådana. Utspädningen räcker inte till. Det måste betonas att ingen<br />
direkt hänsyn tas till olika fastläggningsmekanismer som kan ske under transporten. Geokemiska modelleringar<br />
(se Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:04) har visat att sådana mekanismer är betydelsefulla.<br />
Beräkningarna visar också att det fram<strong>för</strong>allt är arsenik som kan med<strong>för</strong>a problem. Sannolikheten och<br />
konsekvenserna <strong>för</strong> läckage och <strong>för</strong>orening av befintliga brunnar idag bedöms som liten. Undersökningar<br />
har visat att vattnet från <strong>rödfyren</strong> främst flödar ytligt mot Kalmarsund. Större delen av de fastigheter<br />
i norra delen av <strong>Degerhamn</strong> ligger även utan<strong>för</strong> det direkta dräneringsområdet.<br />
Den vittrande alunskiffern är ett större problem. Beräkningarna visar att arsenik, kadmium, kobolt,<br />
molybden, nickel, zink och uran kan innebära problem. Problemet verkar främst finnas hos den redan<br />
vittrade alunskiffern.<br />
Sammanfattningsvis så tyder beräkningarna på att det idag inte bör finnas någon antydan till påverkan<br />
i brunnarna nedströms rödfyrshögarna. Detta bekräftas av ut<strong>för</strong>da undersökningar. Brunnarna generellt<br />
i <strong>Degerhamn</strong>sområdet håller dock höga uranhalter något som av beräkningarna verkar tyda på ett naturligt<br />
påslag från alunskiffern. Beräkningarna antyder också, även om slutsatsen kan tyckas vara hårddragen,<br />
att källan till kadmiumet i reningsverksslammet inte kommer från <strong>rödfyren</strong> utan snarare från<br />
vittrande alunskiffer.<br />
Intag av grönsaker<br />
Intag av grönsaker som växer på <strong>för</strong>orenade områden kan innebära att man får i sig <strong>för</strong>oreningar som<br />
grönsakerna tagit upp från jorden genom rötterna eller genom deposition av damm på t.ex. blad. För<br />
beräkning av de generella svenska riktvärden har en upptagsfaktor beräknats genom att ta hänsyn till<br />
upptaget i både stam och rötter som sedan ska representera upptaget i växter. Viktiga parametrar <strong>för</strong><br />
exponering är koncentrationen i de ätliga delarna av växten, det dagliga intaget och andelen av konsumtionen<br />
som har odlats på plats. Beräkningarna görs utifrån doserna <strong>för</strong> tolerabelt dagligt intag. Det<br />
måste betonas att olika växter upptar element i olika hög grad (t.ex. Stoltz och Greger, 2002; Stoltz,<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
25
2004), vilket gör dessa och liknande beräkningar svåra att göra. De framräknande referenskoncentrationerna<br />
ska således inte tas som fixa halter utan snarare visa möjliga risker.<br />
Tabell 10. Beräknade referenskoncentrationer <strong>för</strong> exponeringsvägen intag av grönsaker med medelhalten i rödfyr<br />
redovisad <strong>för</strong> jäm<strong>för</strong>else. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.<br />
Intag av<br />
grönsaker<br />
Medelhalt<br />
Rödfyr<br />
mg/kg TS mg/kg TS<br />
As 4 109<br />
Ba 270 1210<br />
Cd 18 2,2<br />
Co 473 16,6<br />
Cu 42245 90,4<br />
Cr-tot 675926 99,4<br />
Hg 159 0,13<br />
Mo 17 123<br />
Ni 483 57,6<br />
Pb 1577 29,7<br />
V 1721 487<br />
Zn 30724 130<br />
U 35 84,9<br />
e.b. Ej begränsande<br />
1 Beräknat med data från Livsmedelsverket/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken.<br />
2 Beräknat med TDI<br />
Indata till beräkningarna har tagits från Naturvårdsverket. För molybden, vanadin och uran finns inget<br />
värde <strong>för</strong> koncentrations<strong>för</strong>hållande mellan växt-jord. Värde har i stället antagits som det högsta värdet<br />
av ”Soil-plant dry uptake” ”Soil-plant wet uptake” enligt http://risk.lsd.ornl.gov <strong>för</strong> att göra en konservativ<br />
bedömning. Detta värde är cirka en tiopotens högre jäm<strong>för</strong>t med det värde som beräknades ut av<br />
SLU (1981) d.v.s. värdet som antagits är ytterligare ett konservativt antagande (vilket med<strong>för</strong> att riskerna<br />
kan överskattas).<br />
Exponeringsvägen intag av grönsaker är endast relevant <strong>för</strong> boende i området och exponeringstiden<br />
bedöms uppgå till 3 månder per år, d.v.s. 90 dagar/år. Detta är den bedömda tiden <strong>för</strong> tillgång till<br />
egenodlade grönsaker. För övriga parametrar, t.ex. genomsnittlig daglig konsumtion, bedöms de data<br />
som använts <strong>för</strong> de generella riktvärdena som tillämpbara.<br />
Beräkningarna visar att upptaget av arsenik, barium, molybden och uran i växter kan innebära risker<br />
om de växer direkt på rödfyr. De framräknande referenskoncentrationerna är alla lägre än motsvarande<br />
medelhalt i rödfyr. Halterna är också lägre än halterna i alunskiffer, vilket kan innebära problem vid<br />
odling i den s.k. residualjorden. De framräknande halterna ligger också lägre än uppmätta halter i naturlig<br />
jordmån <strong>för</strong> både arsenik och molybden.<br />
Växtupptag av radionuklider i växter har tidigare undersökts i samband med brytningen av uran i Ranstad<br />
i början av 1980-talet av både SLU och SKB (SLU, 1981; SKB, 1983). SLU konstaterar att det<br />
finns ett samband mellan mineralämnesupptag och uranupptag, där ett ökande upptag av mineralämnen<br />
(t.ex. Kalcium) verkar sänkande på upptaget av uran. Likaså finns ett samband mellan ett ökat<br />
upptag av uran med ökande pH i mark. Däremot är sambandet mellan totalhalt uran i grödor och totalhalt<br />
uran i mark ganska svagt. I SKBs studie (som delvis bygger på samma data som i SLUs studie)<br />
presenterades snarlika resultat d.v.s upptaget i grödor var litet. Man kunde dock konstateras att upptaget<br />
i sockerbetor var högt.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
26
En bedömning av sannolikheten och relevansen avseende denna exponeringsväg <strong>för</strong> <strong>Degerhamn</strong> med<strong>för</strong><br />
att exponeringsvägen bör tonas ned vid en helhetsbedömning avseende riskerna i <strong>Degerhamn</strong>. Odling<br />
direkt i rödfyr bedöms som mindre trolig. Rödfyren är näringsfattig och sannolikt svårodlad och<br />
odling sker sannolikt i matjord eller annan till<strong>för</strong>d jord. Konsekvenserna avseende ”hushållsodling” i<br />
närheten av bostäder bedöms som liten. Odling sker dock i den s.k. residualjorden strax ovan den s.k.<br />
brottkanten i <strong>Degerhamn</strong>sområdet. Detta är dock inte en miljörisk som hör till rödfyrsproblematiken.<br />
Likaså indikerar tidigare undersökningar att växtupptaget är lågt. Andelen uran som bedöms vara direkt<br />
tillgängligt (karbonatbundet och sorbetat) <strong>för</strong> växtupptag varierar från omkring 19 % <strong>för</strong> residualjorden<br />
och den ytliga alun<strong>rödfyren</strong> till nästan 28 % i den ytliga kalk<strong>rödfyren</strong>, vilket bedöms som tämligen<br />
låga andelar. SLU (1981) och SKB (1983) anger också att andelen uran tillgängligt <strong>för</strong> upptag i<br />
växter är lågt.<br />
Miljörisker – mark och ytvatten<br />
När det gäller effekterna på miljön har exponeringsvägarna <strong>för</strong> effekter inom området studerats. Vid<br />
framtagandet av de platsspecifika referenskoncentrationerna <strong>för</strong> miljöpåverkan har samma data använts<br />
som vid framtagandet av de generella ekotoxikologiska värdena i Naturvårdsverkets generella<br />
riktvärden <strong>för</strong> mindre känslig markanvändning. De ekotoxikologiska värdena (halterna) <strong>för</strong> effekter<br />
inom området representerar en nivå vid vilken inga betydande störningar finns <strong>för</strong> ekologin i jorden.<br />
Värdena bygger på resultaten från ekotoxikologiska tester. Dessa data kommer från Nederländerna. I<br />
Nederländerna pratar man om interventionsvärden då 50 % av arterna skyddas. Detta är även den nivå<br />
som använts av Naturvårdsverket d.v.s. 50 % artdöd accepteras vid mindre känslig markanvändning.<br />
För uran och vanadin saknas interventionsvärde. Det värde som har påträffats i litteraturen gällande<br />
ekologisk påverkan är ett fytotoxicitetsvärde <strong>för</strong> jord <strong>för</strong> uran på 5 mg/kg och <strong>för</strong> vanadin på 2 mg/kg<br />
enligt "Ecological Screening Values" (http://www.srs.gov/general/enviro/erd/ffa/rdh/rdh.html). Data<br />
<strong>för</strong> molybden och barium har hämtas från RIWM (2001).<br />
Tabell 11. Beräknade referenskoncentrationer <strong>för</strong> exponeringsvägen miljörisker-mark med medelhalten i rödfyr<br />
redovisad <strong>för</strong> jäm<strong>för</strong>else. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.<br />
Miljörisker<br />
Mark<br />
Medelhalt<br />
Rödfyr<br />
mg/kg TS mg/kg TS<br />
As 40 109<br />
Ba 890 1210<br />
Cd 12 2,2<br />
Co 240 16,6<br />
Cu 190 90,4<br />
Cr-tot 230 99,4<br />
Hg 10 0,13<br />
Mo 190 123<br />
Ni 210 57,6<br />
Pb 290 29,7<br />
V 2 487<br />
Zn 720 130<br />
U 5 84,9<br />
Resultaten visar att halterna av arsenik, barium, vanadin och uran i rödfyr är så pass höga att markmiljörisker<br />
kan finnas i rödfyrsområdet. Ytterligare en faktor som kan påverka markmiljön är surhetsgraden<br />
i vissa områden där alunrödfyr finns belägen. Denna exponeringsväg bedöms som högst sannolikt<br />
och konsekvenserna som stora. Stora delar av rödfyrshögarna är även dåligt bevuxna, vilket skulle<br />
kunna bekräfta denna slutsats.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
27
När det gäller effekter i ytvatten så är den huvudsakliga recipienten Kalmarsund. I Kalmarsund sker en<br />
stor utspädning och beräkningar är inte relevanta. Likaså finns inga direkta naturliga vattendrag eller<br />
sjöar i området. Alla bäckar och den s.k. fågelsjön är alla redan idag påverkade av den vittrande alunskiffern<br />
och rödfyr och kommer att påverkas i framtiden. Bäckarna och vattendragen har mer karaktären<br />
av lakvattenflöden under den period de flödar. Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:04 visar att risken<br />
<strong>för</strong> en ökad utlakning i framtiden är liten. Där<strong>för</strong> jäm<strong>för</strong>s i stället aktuella halter i de ytvatten som<br />
finns i området med vattenkvalitetskriterier från Kanada (som även fungerar som underlag <strong>för</strong> Naturvårdsverkets<br />
generella riktvärden). I de fall data inte kunnat erhållas från Kanada har data från Suter<br />
och Tsao (1996) använts. Dessa omfattar bl.a. data från US.EPA. Den totala belastningen från <strong>Degerhamn</strong><br />
till Kalmarsund sätts också i relation med andra betydande källor.<br />
Tabell 12. Medelhalter i ytvatten (ofiltrerade prover) och den s.k. fågelsjön med redovisade vattenkriterier.<br />
Analyser under detektionsgränsen har antagits motsvara halva detektionsgränsen, <strong>för</strong>utom de fall där alla analyser<br />
alltid legat under detektionsgränsen och varit densamma <strong>för</strong> alla prover. Gråmarkerade data visar element<br />
som kan innebära en risk.<br />
Ytvatten<br />
2:2<br />
Norra<br />
<strong>Degerhamn</strong><br />
(n=16)<br />
Ytvatten<br />
1:4<br />
Utlopp<br />
Fågelsjö<br />
(n=16)<br />
Ytvatten<br />
6:1<br />
Hamnen<br />
Ytvatten<br />
4:1<br />
Södra bruket<br />
Ytvatten<br />
5:1<br />
Södra<br />
<strong>Degerhamn</strong><br />
(n=15)<br />
Fågelsjön<br />
Vattenkvalitetskriterier<br />
(n=7) (n=5)<br />
n=6<br />
µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l<br />
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<br />
Några direkta undersökningar av strålningsriskerna och radonproblemen i samband med rödfyr har<br />
inte gjorts i <strong>Degerhamn</strong>. Sedan tidigare finns dock utredningar gjorda (SSI, 2001; SSI, 2003).<br />
Strålningen i <strong>Degerhamn</strong>sområdet härrör från uranet i den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern,<br />
samt uranet i <strong>rödfyren</strong>.<br />
Uran består i huvudsak av tre radioaktiva isotoper, 238 U (99,27 %), 235 U (0,72 %) och 234 U (0,0054 %).<br />
234 U är en sönderfallsprodukt av 238 U. Vid radioaktivt sönderfall av 238 U bildas en hel rad olika dotterprodukter<br />
i olika steg. Alfapartiklar bildas vid sönderfallet till 234 Th som sedan genom betasönderfall<br />
bildar 234 Pa. 234 U bildas sedan genom betasönderfall (Dock, 2002). Vid de olika sönderfallen bildas<br />
också gammastrålning. I den fortsatta kedjan bildas radon, polonium och olika blyisotoper. Den stabila<br />
slutprodukten är 206 Pb.<br />
Två problem finns således med det uran som finns både naturligt i alunskiffern och i <strong>rödfyren</strong>. Problemen<br />
är den avgivna gammastrålningen samt det radon som bildas vid uransönderfallet. Radon är en<br />
gas, vilket kan tränga in i byggnader och hus och även lösas i vatten.<br />
Är gammastrålningen ett problem? Gammastrålningen från alunskiffer, t.ex. i Västergötland, kan vara<br />
upp till 2 µSv/h, i Skåne och på Öland upp till 0,4 µSv/h (Sv=Sievert, ett mått på den omfattning av<br />
biologiska skador olika typer av strålning ger). Morän med innehåll av alunskiffer (Västergötland) kan<br />
ge en strålning på upp till 1 µSv/h (SSI, 2003). Den externa strålningen är således något mindre på<br />
Öland. Med tanke på likheterna mellan uranhalterna i moräninnehållande alunskiffer, alunskiffer och<br />
rödfyr är det inte orimligt att anta att strålningen från rödfyr också mycket väl kan ligga i intervallet<br />
0,4-1 µSv/h d.v.s i samma storleksordning som alunskiffer och den ”naturliga” bakgrundstrålningen.<br />
Ur strålningssynpunkt bör således inte <strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong> innebära någon större risk. Inte i jäm<strong>för</strong>else<br />
med det naturliga tillskottet Gammastrålningen är visserligen upp till 10 ggr högre än vad som är<br />
genomsnittligt i Sverige (SSI, 2003) men sannolikt lika hög som i morän med innehåll av alunskiffer<br />
och i nivå med strålningen från alunskiffern i sig. Till detta ska även läggas den korta tid människor<br />
generellt exponeras <strong>för</strong> gammastrålning t.ex. i samband med promenader. SSI (2003) anger också att<br />
gammastrålningen från rödfyr lätt kan avskärmas med ett 20 cm tjockt lager av morän eller sand, vilket<br />
med<strong>för</strong> att hus byggda på rödfyr inte bör ha några problem med gammastrålning.<br />
Radon kan dock vara ett problem. Den radongas som bildas i samband med sönderfallet av uran kan<br />
lät ta sig in i byggnader byggda på eller i närheten av rödfyr om de inte är byggda radonsäkert. Exponering<br />
utomhus bedöms dock inte innebära några problem eftersom gasen ”späds” ut och ventileras<br />
bort. Det bedöms dock som svårt att <strong>för</strong> byggnader direkt särskilja det tillskott av radon som sker från<br />
den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern från det tillskott som sker från rödfyr. Helt klart är dock<br />
att radonrisker kan finnas i samband med byggnation på rödfyr.<br />
6.2.5 Transport av <strong>för</strong>oreningar till huvudrecipienten – Kalmarsund<br />
I tabell 13 redovisas transporten av olika element från <strong>Degerhamn</strong>sområdet i olika medier. Det är nästintill<br />
omöjligt att särskilja läckaget kommande från vittrande rödfyr från den naturliga och antropogena<br />
vittringen av alunskiffer i området. Där<strong>för</strong> ska läckaget från detta område ses som ett summerat<br />
läckage. Den naturliga bakgrundstransporten anses i stället representeras av vattendraget Strömmeln<br />
som mynnar ut i <strong>Degerhamn</strong> i samma område.<br />
I tabellen ses det att <strong>rödfyren</strong> står <strong>för</strong> en stor andel av den totala belastningen till Kalmarsund. Rödfyren<br />
och den vittrande skiffern står <strong>för</strong> mellan 60-100 %. Mängdmässigt ligger den totala belastningen<br />
på några enstaka kg upp till cirka 40 kg <strong>för</strong> uran.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
29
Dessa mängder kan t.ex. jäm<strong>för</strong>as med andra källor som belastar Kalmarsund. Några av dessa källor<br />
redovisas i tabell 14. Botorpström, Emån, Alsterån, Hagbyån och Ljungbyån står <strong>för</strong> nästan 100 % av<br />
bidraget av metaller från Kalmar län till Kalmarsund (Öberg-Högsta och Bank, 2004). Till detta ska<br />
Lyckebyån och Mörrumsån i Blekinge län läggas. Mängderna redovisas som större ytvattendrag i tabell<br />
14. Dessa vatten har tillsammans stora avrinningsområden inom vilka flera källor är lokaliserade,<br />
industrier m.fl. Det totala avrinningsområdet <strong>för</strong> dessa vattendrag uppgår till mer än 11 500 km 2 , vilket<br />
kan jäm<strong>för</strong>as med <strong>Degerhamn</strong>sområdets avrinningsområde på cirka 4 km 2 (andel på cirka 0,03 %). De<br />
punktkällor som finns och som inte direkt har dessa vattendrag som recipient redovisas också i tabellen.<br />
De största punktkällorna på fastlandet är Mönsterås bruk tillsammans med diverse avloppsreningsverk.<br />
Tabell 13. Sammanställning av årlig transport med olika källor från <strong>Degerhamn</strong>sområdet. Observera att med<br />
källan rödfyr menas både rödfyr och vittrande alunskiffer inom själva <strong>Degerhamn</strong>sområdet. Att särskilja dessa<br />
källor är omöjligt. Den naturliga transporten anses representeras av transporten i Strömmeln.<br />
Ytvatten<br />
från rödfyr<br />
Naturlig<br />
transport<br />
(Strömmeln)<br />
Grundvatten Damning Totalt från<br />
området med<br />
rödfyr<br />
Totalt ut till<br />
Kalmarsund<br />
Andel från<br />
området med<br />
rödfyr<br />
kg/år kg/år kg/år kg/år kg/år %<br />
As 0,15 0,07 0,27 0,82 1,24 1,31 95<br />
Ba 12 11,5 5,3 - >17,3 >28,8 >60<br />
Cd 0,05 0,02 0,87 0,07 0,99 1,01 98<br />
Co 0,03 0,03 26 - >26 >26 100<br />
Cu 0,7 0,5 23 1,6 25,3 25,8 99<br />
Cr-tot 0,02 0,09 0,44 0,5 0,96 1,05 91<br />
Hg - - - - - - -<br />
Mo 8,5 4,5 9,0 - >17,5 >22 >80<br />
Ni 1,8 0,4 50 1,4 53,2 53,6 99<br />
Pb 0,01 0,04 0,10 1,3 1,41 1,45 97<br />
V 0,15 0,14 0,24 2,3 2,69 2,83 95<br />
Zn 1,2 0,4 62 8,1 71,3 71,7 99<br />
U 7,6 14 15 - >22,6 >36,6 >61<br />
- Ej beräknad p.g.a. avsaknad av data.<br />
Tabell 14. Sammanställning av årlig belastning från några andra källor på Kalmarsund. För beräkning av<br />
punktkällor har utsläpp från Mönsterås bruk och större avloppsreningsverk (Koholmen, Karlskrona och Sternö,<br />
Karlshamn) summerats i de fall det varit möjligt. Data från Öberg-Högsta och Bank, 2004. För <strong>Degerhamn</strong><br />
redovisas den totala belastningen d.v.s inluderat naturlig bakgrund.<br />
Större<br />
ytvattendrag<br />
Arealbelastning Punktkällor Total belastning<br />
<strong>Degerhamn</strong><br />
Arealbelastning<br />
<strong>Degerhamn</strong><br />
kg/år kg/km 2 ,år kg/år kg/år kg/km 2 ,år<br />
As 1200 0,104 - 1,31 0,328<br />
Ba - - - >28,8 >7,2<br />
Cd 130 0,011 >19 1,01 >0,253<br />
Co - - - >26 >6,5<br />
Cu 6300 0,548 8186 25,8 >6,45<br />
Cr-tot - - - 1,05 0,263<br />
Hg 11 0,001 - - -<br />
Mo - - - >22 >5,5<br />
Ni 2500 0,217 304 53,6 13,4<br />
Pb 1900 0,165 >37 1,45 0,362<br />
V - - - 2,83 0,708<br />
Zn 13000 1,130 >4830 71,7 17,9<br />
U - - - >36,6 >9,15<br />
- Ej beräknat.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
30
Generellt sett på mängdbasis så bidrar <strong>Degerhamn</strong>sområdet med små mängder jäm<strong>för</strong>t med den totala<br />
belastningen på Kalmarsund. I tabell 14 har även belastningen normaliserats mot avrinningsområdena<br />
<strong>för</strong> de större ytvattendragen längs fastlandet och belastningen från <strong>Degerhamn</strong>. Relativt sett så är belastningen<br />
från <strong>Degerhamn</strong> större jäm<strong>för</strong>t med belastningen från fastlandet. Även om belastningen från<br />
punktkällorna på fastlandet läggs till så bidrar <strong>Degerhamn</strong>sområdet med mer <strong>för</strong>oreningar på arealbasis.<br />
Sammanfattningsvis bidrar således <strong>Degerhamn</strong>sområdet med större mängder än vad som kan anses<br />
vara normalt <strong>för</strong> ett sådant litet område. Förklaringen är inte enbart bidraget från den naturliga<br />
alunskiffern utan även <strong>rödfyren</strong> i området.<br />
6.2.6 Sammanfattning av resultat<br />
I tabell 15 sammanfattas de exponeringsvägar som bedömts som sannolika och relevanta. Den i huvudsak<br />
dominerande <strong>för</strong>oreningen är arsenik. Den bedöms vara relevant <strong>för</strong> 5 av 7 exponeringsvägar.<br />
Arsenik är även den <strong>för</strong>orening som utgör risk vid direktintag av jord och hudkontakt. En stor andel av<br />
arseniken bedöms <strong>för</strong>ekomma i lättlakade faser, dock främst i femvärd form. En form som är mindre<br />
giftig. Risker (främst vid intag av jord) finns oavsett om det gäller boende eller vid uttnyttjande av<br />
området som strömråde.<br />
Intag av grundvatten kan vara en relevant exponeringsväg <strong>för</strong> boende. Idag bedöms dock inte <strong>rödfyren</strong><br />
vara något direkt problem utan problemet verkar idag rämst vara knutet till den naturligt vittrande<br />
alunskiffern i området. Flera element bl.a. arsenik, kadmium och uran kan dock utgöra riskelement i<br />
vattnet. Intag av grönsaker kan även det vara en exponeringsväg. Den har dock bedömts som mindre<br />
sannolikt eftersom odling inte är sannolikt direkt i rödfyr. Rödfyren är <strong>för</strong> näringsfattig. Osäkerheter<br />
avseende växtupptagsberäkningar bedöms också finnas eftersom storleken av växtupptaget beror på<br />
typen av växt. Exponeringsvägen ska dock inte helt negligeras.<br />
Miljörisker i mark bedöms finnas. Arsenik, barium, vanadin och uran bedöms <strong>för</strong>eligga i halter som<br />
kan påverka markorganismer. Likså är halterna i de få ytvatten som finns högre än påträffade haltkriterier.<br />
Någon risk <strong>för</strong> påverkan i Kalmarsund finns dock inte. Bidraget av <strong>för</strong>oreningar är dock relativt<br />
stort i jäm<strong>för</strong>else med belastningen från övriga källor, speciellt med tanke på Degerhamsområdets<br />
ringa storlek.<br />
Tabell 15. Tabellen visar de exponeringsvägar som är aktuella <strong>för</strong> respektive element <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong>. Ett X i fet stil<br />
markerar en exponeringsväg med hög sannolikhet och risk, medan en exponeringsväg markerad med litet x<br />
markerar en mindre sannolik exponeringsväg. I de fall två x finns redovisade representerar det <strong>för</strong>sta att <strong>rödfyren</strong><br />
är den sannolika källan och det andra att alunskiffern är den sannolika källan.<br />
Intag av<br />
jord<br />
Hudkontakt<br />
Inandning<br />
av damm<br />
Intag av<br />
grundvatten<br />
Intag av<br />
grönsaker<br />
Miljörisker<br />
Mark<br />
Miljörisker<br />
Ytvatten<br />
As X/- X/- - x/X x X<br />
Ba - - - x X X<br />
Cd - - - -/X X<br />
Co - - - -/X<br />
Cu - - - X<br />
Cr-tot - - -<br />
Hg - - -<br />
Mo - - - -/X x<br />
Ni - - - -/X X<br />
Pb - - -<br />
V - - - X<br />
Zn - - - -/X<br />
U - - - -/X x X X<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
31
Strålningsrisker avseende <strong>rödfyren</strong> finns inte vid utomhusvistelse. I alla fall inte i jäm<strong>för</strong>else med den<br />
naturliga bakgrunden. Radon kan vara ett problem <strong>för</strong> boende. Det bedöms dock som svårt att direkt<br />
särskilja det tillskott av radon som sker från den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern från det tillskott<br />
som sker från <strong>rödfyren</strong>. Exponering av radongas utomhus bedöms dock inte innebära några problem.<br />
7. KONSEKVENSER IDAG OCH I FRAMTIDEN<br />
7.1 Konsekvenser idag - rödfyr<br />
Rödfyren och alunskiffern vittrar och frigör metaller och andra element. Utläckaget från både <strong>rödfyren</strong><br />
och alunskiffern är tätt sammanknutna och svåra att skilja åt. Majoriteten av de frigjorda elementen<br />
fastläggs åter i <strong>rödfyren</strong> eller i dess närhet p.g.a. olika processer. Detta innebär också en fas<strong>för</strong>ändring<br />
där element övergår till att vara fastlagda i en relativt stabil form till andra faser vilka kan vara mer<br />
instabila på längre sikt och även med<strong>för</strong>a större risker (t.ex. sulfid-oxid).<br />
Det totala utläckaget till Kalmarsund med både yt- och grundvatten är massmässigt relativt litet, men<br />
med tanke på det begränsade avrinningsområdet i <strong>Degerhamn</strong> relativt sett jäm<strong>för</strong>t med andra områden<br />
högt. Utläckaget till Kalmarsund innebär dock inga konsekvenser <strong>för</strong> växt- eller djurliv. En kraftig<br />
utspädning sker. Utläckaget är dock en källa utav många och bidrar till den allmänna <strong>för</strong>oreningen av<br />
Östersjön (jmf. miljömålet Giftfri miljö). Utläckaget från både <strong>rödfyren</strong> och alunskiffern är dock så<br />
pass stort att det bidrar till en lokal halthöjning i de få ytvattendrag som finns i <strong>Degerhamn</strong>sområdet.<br />
Halterna av barium, kadmium, koppar, nickel och uran är så pass höga att de överskrider de vattenkriterier<br />
som finns när effekter kan konstateras. Ekotoxikologiska effekter är således möjliga i vattnen i<br />
området. Halterna i den fasta <strong>rödfyren</strong> är även de så pass höga att ekotoxikologiska effekter inte kan<br />
uteslutas. Halten arsenik i <strong>rödfyren</strong> är så pass hög att risker finns vid direktexponering. När det gäller<br />
konsekvenser <strong>för</strong> grundvattnet så rör de främst det ytliga grundvattnet d.v.s. det som främst uppträder i<br />
alunskiffern. Riskerna avseende de befintliga dricksvattentäkterna är små.<br />
Sammanfattningsvis är konsekvenserna med den vittrande <strong>rödfyren</strong> idag:<br />
- Vittring av rödfyr innebär en fas<strong>för</strong>ändring där element övergår från vissa faser till andra, vilka<br />
kan vara mer instabila och även med<strong>för</strong>a större risker.<br />
- Utläckage till Kalmarsund.<br />
- Halthöjning i ytvattnen i närområdet med risk <strong>för</strong> ekotoxikologiska effekter.<br />
- Risker avseende direktexponering av rödfyr samt ekotoxikologiska effekter.<br />
7.2 Konsekvenser i framtiden – rödfyr<br />
7.2.1 Kemiska aspekter och nya exponeringsvägar<br />
Utredningarna som gjorts visar att risken <strong>för</strong> en ökad utlakning från <strong>rödfyren</strong> i framtiden p.g.a. en<br />
ökad vittring är liten. Hastigheten med vilken oxidationsfronten tränger ned är i avtagande. Några<br />
ökade konsekvenser <strong>för</strong> vare sig Kalmarsund eller ytvattnen i närområdet bedöms således inte finnas.<br />
Spridningen av <strong>för</strong>oreningar bedöms inte kunna öka i nämnvärd omfattning i framtiden.<br />
Konsekvenserna i övrigt i framtiden är lika de som finns idag d.v.s. riskerna avseende direktexponering<br />
och ekotoxikologiska effekter kommer att kvarstå. Ytterligare konsekvenser ska dock läggas till.<br />
En är risken <strong>för</strong> intag av gröda. Idag sker ingen direkt odling av gröda i rödfyr (odling sker på alunskiffer<br />
i residualjord vilket är skilt från rödfyrsproblematiken), men om <strong>rödfyren</strong> börjar planas ut och<br />
användas som utfyllnad d.v.s. en okontrollerad användning, kan risker uppstå. Ytterligare en risk är<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
32
intag av dricksvatten. Idag finns det inga brunnar som kan påverkas av vittringsvatten från <strong>rödfyren</strong>.<br />
Riskerna är främst <strong>för</strong>knippade med vittrande alunskiffer. Om nya brunnar installeras nära rödfyr och<br />
på fel sätt kan risker uppstå genom läckage. Det bör säkerställas att inga andra okontrollerade borrningar<br />
sker i området. I annat fall kan det inte uteslutas att <strong>för</strong>oreningar tränger ned till det djupare<br />
grundvattnet som idag är opåverkat av rödfyrsvatten.<br />
Förutom tidigare konsekvenser ska således följande framtida läggas till:<br />
- Risker vid intag av gröda.<br />
- Risker vid intag av dricksvatten<br />
- Risk <strong>för</strong> <strong>för</strong>oreningsspridning till det djupare grundvattnet.<br />
7.2.2 Övriga konsekvenser – Tänkbara scenarion<br />
På lång sikt, hundratals och tusentals år, är även andra konsekvenser möjliga. I ett längre perspektiv är<br />
en påverkan av klimat<strong>för</strong>ändringar möjlig och sannolik. Klimat<strong>för</strong>ändingarna kan vara naturliga t.ex.<br />
en ny istid, flera istider har kommit och gått under jordens historia, men även på kortare sikt orsakas<br />
av den s.k. växthuseffekten. Temperatur<strong>för</strong>ändringar i sig bedöms inte med<strong>för</strong>a några konsekvenser<br />
<strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong>. Någon ökning av spridning av <strong>för</strong>oreningar eller <strong>för</strong>ändrade exponeringsvägar<br />
enbart orsakad av en temperatur<strong>för</strong>ändring är inte sannolikt. De sekundära effekterna av en temperatur<strong>för</strong>ändring<br />
är mer betydelsefulla. En ny istid d.v.s. temperatursänkning skulle innebära att <strong>rödfyren</strong><br />
blir täckt av en ismassa och på sikt sprids ut i miljön beroende på isrörelser och på mycket lång<br />
sikt genom avsmältningen. Denna risk och konsekvens bedöms dock som mindre relevant eftersom<br />
även alunskiffern kommer att eroderas. Någon befolkning kommer heller inte att finnas i Norden. På<br />
kortare till medellång sikt (hundra till hundratals år) är en temperaturhöjning orsakad av växthuseffekten<br />
mer relevant att beakta. Växthuseffekten innebär nämligen en höjning av havens vattennivå orsakad<br />
av ökad regnintensitet och ökad avsmältning av ismassorna vid polerna. De huvudsakliga faktorerna<br />
som generellt påverkar medelhavsnivån i Östersjön är landhöjningen, den eustatiska havsnivåhöjningen<br />
och Östersjöns vattenbalans (Meier et al, 2004). Den maximala landhöjningen relativt medelvattennivån<br />
är 9 mm/år i Östersjöområdet (Meier et al, 2004). I trakterna runt Öland uppskattas den<br />
dock till omkring 1 mm/år.<br />
Medelhavsnivån globalt sett är heller inte statisk. Under 1900-talet har havsnivån i medel höjts med 1-<br />
2 mm/år beroende på termisk expansion och avsmältning av isar (Meier et al, 2004). Den globala havnivåhöjningen<br />
från 1990-2100 har uppskattats till att ligga mellan 0,09-0,88 m (Meier et al, 2004).<br />
Sannolikt kommer nivån att stiga även bortom 2100. Hur mycket beror på vilket scenario som antas. I<br />
värsta fall kan vattennivån stiga flera meter vilket kommer att få oanade konsekvenser <strong>för</strong> världen<br />
globalt sett.<br />
Modelleringar av hur effekterna av en klimat<strong>för</strong>ändring under de närmsta 100 åren skulle påverka<br />
medelhavsnivån i Östersjön har också gjorts (Meier et al, 2004a, b; Staudt et al., 2004). Modelleringarna<br />
har ut<strong>för</strong>ts inom ramen <strong>för</strong> SEAREG-projektet (www.gsf.fi). Ett projekt som utreder de socioekonomiska<br />
och miljömässiga effekterna av en klimat<strong>för</strong>ändring i den Baltiska regionen. Medverkande<br />
är bl.a. SMHI och Finlands Geologiska Undersökning. Resultaten från projektet har inte varit helt<br />
entydiga, mycket beroende på vilken utsläppsmodell som använts och vilka indata som nyttjats. Meier<br />
et al., 2004b menar att det är omöjligt att kvantifiera riskerna <strong>för</strong> kustområden i ett framtida klimat. I<br />
de ”bästa” scenariona klarar landhöjningen att hålla emot en medelhavsnivåhöjning. För <strong>Degerhamn</strong><br />
innebär detta framtidscenario inga konsekvenser. I de medelbra och sämsta scenariona ökar dock medehavsnivån<br />
i hela Östersjön, så även i <strong>Degerhamn</strong>sområdet. Staudt et al., 2004 menar att det inte är<br />
orimligt med en vattennivåhöjning på mellan 40-60 cm i <strong>Degerhamn</strong>sområdet fram till 2100. I den<br />
norra delen av Östersjön (Bottenviken) talar resultaten mer <strong>för</strong> en konstant nivå d.v.s. landhöjningen<br />
kan hålla emot. Resultaten pekar således generellt på att en medelvattenhöjning inte är omöjlig <strong>för</strong><br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
33
<strong>Degerhamn</strong>sområdet. Konsekvenserna av detta är att delar av <strong>Degerhamn</strong>s sätts under vatten och även<br />
så delar av rödfyrshögarna, vilket skulle innebära en ökad utlakning p.g.a. ursköljningseffekter och<br />
även direkt erosion av rödfyr. Erosionen skulle främst orsakas av vågerosion, en process som även är<br />
tydlig idag i de områden där rödfyr deponerats ända ut till Kalmarsund. Bitvis längs kusten uppträder<br />
höga strandvallar av rödfyr som skapats av vågerosion. En ökad spridning av <strong>för</strong>oreningar kan således<br />
<strong>för</strong>väntas ut till Östersjön.<br />
Figur 4. Figuren visar de områden som skulle sättas under vatten i <strong>Degerhamn</strong>sområdet vid en havsnivå<strong>för</strong>ändring<br />
med 50 cm (idag ligger medelhögvattennivån på +0,72 m). Ytterligare en meter har lagts till <strong>för</strong> att <strong>för</strong>söka<br />
ta hänsyn till vågpåverkan, vilket även det orsakar erosion.<br />
© Lantmäteriverket. Ur Geografiska Sverigedata, fastighetskartan. Dnr 106-2004/188<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
34
En ökande vattennivå på Östersjön med 40-60 cm bör även med<strong>för</strong>a en ökad risk <strong>för</strong> vågerosion eftersom<br />
<strong>rödfyren</strong> är utlagd ända ut till vattnet (strandlinjen). I figur 4 redovisas en beräkning på hur en<br />
havsnivå<strong>för</strong>ändring med 50 cm inkl. effekten av vågerosion (ytterligare 1 m) skulle kunna påverka<br />
<strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong>. Uppskattningsvis skulle en volym på cirka 95 000 m 3 rödfyr påverkas. Denna<br />
volym rödfyr innehåller cirka 11 500 kg As, 12 900 kg Mo, 51 000 kg V och 8900 kg U, varav majoriteten<br />
skulle kunna mobiliseras antingen genom utlakning eller direkt erosion ut till Kalmarsund.<br />
Spridningen till Kalmarsund skulle således kunna öka jäm<strong>för</strong>t med dagens spridning på enbart 100 års<br />
sikt.<br />
Sammanfattningsvis kan ytterligare en konsekvens läggas till på sikt:<br />
- Ökad spridning av <strong>för</strong>oreningar till Kalmarsund orsakad av klimat<strong>för</strong>ändringar<br />
8. SAMLAD RISKBEDÖMNING<br />
8.1 Bedömning av nuvarande miljö- och hälsorisker<br />
Rödfyren i <strong>Degerhamn</strong> utgör helt klart en risk både human- och ekotoxikologisk sett. I området runt<br />
<strong>Degerhamn</strong> finns boende, naturskyddsområden samt Kalmarsund, vilket gör att höga skyddsvärden<br />
och skyddsobjekt existerar.<br />
Direktexponering är den i huvudsak största humantoxikologiska risken i dagsläget. Den risken finns<br />
oavsett boende eller vid uttnyttjande av området som strövområde. Den dimensionerande <strong>för</strong>oreningen<br />
är arsenik. Arsenik <strong>för</strong>ekommer i medel i en halt på 109 mg/kg TS varav ungefär hälften bedömts<br />
kunna vara tillgänglig vid intag av jord. Hudkontakt är ytterligare en exponeringsväg som bedömts<br />
som rimlig. Intag av dricksvatten och gröda bedöms inte vara sannolika exponeringsvägar i dagsläget<br />
men möjliga i framtiden. Även alunskiffern och den naturliga jordmånen håller höga halter av främst<br />
arsenik. Dessa material bedöms inte utgöra lika stora risker. Rödfyren håller så pass höga halter att<br />
ekotoxikologiska effekter heller inte kan uteslutas utan snarare är sannolika.<br />
Spridning av <strong>för</strong>oreningar sker idag både från den vittrande alunskiffern och <strong>rödfyren</strong>. Alla element i<br />
det periodiska systemet sprids. Utav dessa är de viktigaste <strong>för</strong>oreningarna arsenik, barium, kadmium,<br />
kobolt, koppar, molybden, nickel, vanadin och uran. Att helt särskilja spridningen från de två källorna<br />
är svårt. Spridningen sker till ytvatten i närområdet samt till Kalmarsund. Spridningen är så pass stor<br />
att ekotoxikologiska risker är möjliga och sannolika i närområdet. Spridningen är dock inte så pass, på<br />
mängdbasis, att någon risk finns <strong>för</strong> kontaminering av Kalmarsund. I jäm<strong>för</strong>else med andra objekt som<br />
belastar Kalmarsund är dock belastningen från <strong>Degerhamn</strong>sområdet orimligt hög. Något som inte enbart<br />
kan <strong>för</strong>klaras med den naturliga bakgrunden eftersom <strong>rödfyren</strong> (och den i anknytning vittrande<br />
alunskiffern) står <strong>för</strong> mellan 60-100 % av det totala bidraget från <strong>Degerhamn</strong>sområdet.<br />
Konsekvenser finns i dagsläget. Både human- och ekotoxikologiska är sannolika tillsammans med en<br />
uppenbar spridning till Kalmarsund. Framtida konsekvenser skulle kunna vara dessa samt ökade humantoxikologiska<br />
risker genom en utökning av antalet exponeringsvägar (intag av grundvatten och<br />
gröda).<br />
Sammantaget bedöms <strong>rödfyren</strong> utgöra en risk. Detta även satt i relation till den naturliga bakgrunden<br />
och bakgrundstransporten. Riskerna idag och i framtiden anses som mycket stora (Riskklass 1 enligt<br />
MIFO-modellen).<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
35
8.2 Riskreduktion – Nödvändig och motiverad reduktion <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong><br />
Riskbedömningen visar på att <strong>rödfyren</strong> i sig utgör en risk. Fram<strong>för</strong>allt är det arsenik som är dimensionerande.<br />
Arsenik är en relevant <strong>för</strong>orening i fem av sju exponeringsvägar. Ur ett humantoxikologiskt<br />
perspektiv är det främst direktexponeringen som utgör en risk. Halterna av arsenik är högre än de beräknade<br />
referenskoncentrationerna både <strong>för</strong> intag av jord och vid hudkontakt. Halterna generellt i <strong>rödfyren</strong><br />
är även så pass höga att ekotoxikologiska effekter inte kan uteslutas. I jäm<strong>för</strong>else med den naturliga<br />
bakgrunden ligger arsenikkoncentrationerna i nivå med de i alunskiffern. Lakbarheten skiljer sig<br />
dock åt. Lakbarheten är generellt högre <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong>. Halterna av arsenik i <strong>rödfyren</strong> (cirka 109 mg/kg<br />
TS) är betydligt högre jäm<strong>för</strong>t med den naturliga jordmånen i området (4-13 mg/kg TS).<br />
Spridningen av <strong>för</strong>oreningar från <strong>rödfyren</strong> är hög med tanke på <strong>Degerhamn</strong>sområdets ringa storlek.<br />
Det anses dock inte som det primära målet d.v.s. motiverat att <strong>för</strong>söka att helt reducera spridningen av<br />
<strong>för</strong>oreningar från <strong>rödfyren</strong> med tanke på den redan höga naturliga bakgrundstransporten d.v.s. från den<br />
naturligt vittrande alunskiffern. Det primära, mest nödvändiga och mest motiverade målet <strong>för</strong> en riskreduktion<br />
bör vara att reducera de risker <strong>för</strong> direktexponering som idag finns <strong>för</strong> människor samt att<br />
reducera riskerna <strong>för</strong> miljön i <strong>rödfyren</strong>s närhet.<br />
Baserat på de beräknande referenskoncentrationerna så borde lämplig riskreduktion på haltbasis <strong>för</strong><br />
arsenik ligga i nivån 4 mg/kg TS <strong>för</strong> områden med boende och omkring 37 mg/kg TS <strong>för</strong> strövområden.<br />
Styrande är då exponeringsvägarna intag av jord och intag av gröda. Inte lika stor vikt bör läggas<br />
vid den sistnämnda exponeringsvägen. Med tanke på de höga naturliga bakgrundshalterna i jordmånen<br />
är det mer motiverat att justera upp denna riskreduktion på haltbasis till 15 mg/kg TS <strong>för</strong> boendeområden<br />
samt behålla 37 mg/kg TS <strong>för</strong> strövområden. Direktexponeringsrisken reduceras då <strong>för</strong> alla material,<br />
rödfyr samt påverkade naturliga material (påverkade av rödfyr), med <strong>för</strong> höga arsenikhalter. Att<br />
nå nivån 40 mg/kg TS är i praktiken omöjlig utan att ta bort all rödfyr.<br />
8.3 Förslag på övergripande åtgärdsmål<br />
De övergripande åtgärdsmålen visar den målsättning och syfte med en åtgärd. Några aspekter som<br />
beaktas vid utformningen av de övergripande åtgärdsmålen <strong>för</strong> <strong>Degerhamn</strong> är bl.a.:<br />
• Riskreduktion<br />
• Tänkbara metoder <strong>för</strong> att uppnå riskreduktionen<br />
• Acceptans från närboende <strong>för</strong> <strong>för</strong>eslagen risknivå<br />
• Kulturhistoriska intressen<br />
• Framtida markanvändning<br />
Vid upprättandet av övergripande åtgärdsmål har det ansetts viktigt att ha åtgärder i åtanke på ett tidigt<br />
stadium. De övergripande åtgärdsmålen har således upprättats och delats in i fem tänkbara åtgärdsnivåer.<br />
Ökande åtgärdsnivå motsvarar en högre grad av riskreduktion. Varje åtgärdsnivå har tilldelats ett<br />
tillhörande övergripande åtgärdsmål. Grundläggande <strong>för</strong> åtgärdsmålen har varit att begränsa hälsoriskerna<br />
avseende <strong>rödfyren</strong> samt minska belastningen på Kalmarsund. Att reducera miljöriskerna har inte<br />
varit det primära, främst med tanke på den naturliga bakgrunden och den naturliga vittringen. Kulturmiljöaspekten<br />
har inte beaktats separat utan varit avhängig den riskreduktion som uppnås <strong>för</strong> respektive<br />
åtgärdsnivå. Den markanvändning som beaktats är den nuvarande d.v.s. ingen nybyggnation utan<strong>för</strong><br />
redan tätbebyggda områden.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
36
Följande åtgärdsnivåer och övergripande åtgärdsmål har upprättats:<br />
Åtgärdsnivå 0<br />
Nollalternativet innebär att inga åtgärder vidtas avseende <strong>rödfyren</strong> i <strong>Degerhamn</strong>. Hälsoriskerna kommer<br />
att kvarstå liksom effekter på ekosystemen. Belastningen på Kalmarsund kommer att kvarstå i<br />
nuvarande omfattning. Kulturmiljön bevaras intakt.<br />
Övergripande åtgärdsmål: -<br />
Åtgärdsnivå 1<br />
Den lägsta åtgärdsnivån innebär att områdena där rödfyr finns upplagt <strong>för</strong>klaras som miljöriskområde.<br />
Detta innebär att planinstrument utnyttjas <strong>för</strong> att in<strong>för</strong>a restriktioner <strong>för</strong> utnyttjande av området. Restriktionerna<br />
bör främst gälla utnyttjande av området <strong>för</strong> nybyggnation, uttnyttjande av yt- och ytligt<br />
grundvatten <strong>för</strong> dricksvattenändamål, restriktioner avseende energibrunnar, uttnyttjande och användning<br />
av rödfyr. Hälsoriskerna kommer att minska men vara beroende av övervakning. Effekterna på<br />
ekosystemen kvarstår. Belastningen på Kalmarsund kommer att kvarstå. Kulturmiljön bevaras intakt.<br />
Framtida övervakning krävs.<br />
Övergripande åtgärdsmål:<br />
Under <strong>för</strong>utsättning att restriktioner som innebär att områden där rödfyr<br />
deponerats undantas från exploatering efterlevs samt att <strong>rödfyren</strong><br />
inte uttnyttjas eller används, skall människors fysiska hälsa inte kunna<br />
påverkas.<br />
Åtgärdsnivå 2<br />
I detta alternativ vidtas åtgärder <strong>för</strong> att eliminera direktexponeringsrisken <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong> i området,<br />
främst <strong>för</strong> de boende som bor i direkt anknytning till rödfyr. Alternativet innebär också att åtgärderna<br />
<strong>för</strong> åtgärdsnivå 1 vidtas. Hälsoriskerna kommer därmed att minska. Effekterna på ekosystemen kommer<br />
att kvarstå. Kulturmiljön bevaras till större delen intakt. Belastningen på Kalmarsund kommer att<br />
reduceras något, men till större delen kvarstå.<br />
Övergripande åtgärdsmål:<br />
Under <strong>för</strong>utsättning att restriktioner som innebär att områden där rödfyr<br />
deponerats undantas från exploatering efterlevs samt att <strong>rödfyren</strong><br />
inte uttnyttjas eller används, skall människors fysiska hälsa inte kunna<br />
påverkas.<br />
Risken <strong>för</strong> direktexponering <strong>för</strong> de som bor i direkt anknytning till<br />
rödfyr skall elimineras.<br />
Åtgärdsnivå 3<br />
Denna åtgärdsnivå innebär att direktexponeringrisken <strong>för</strong> <strong>rödfyren</strong> reduceras så långt det är möjligt.<br />
Effekterna på ekosystemen begränsas till högarnas närhet. Kulturmiljön kommer att påverkas i hög<br />
grad. Belastningen på Kalmarsund kommer att reduceras.<br />
Övergripande åtgärdsmål:<br />
Risken <strong>för</strong> direktexponering <strong>för</strong> rödfyr skall elimineras.<br />
Effekterna på ekosystemen begränsas till rödfyrshögarnas närhet.<br />
Belastningen på Kalmarsund orsakad av <strong>rödfyren</strong> skall reduceras.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
37
Åtgärdsnivå 4<br />
Denna åtgärdsnivå innebär att hälsoriskerna elimineras helt i Degerhamsområdet avseende <strong>rödfyren</strong>.<br />
Effekterna på ekosystemen reduceras så långt det är möjligt, med tanke på den naturliga bakgrunden.<br />
Kulturmiljön kommer att påverkas i hög grad, sannolikt till stora delar <strong>för</strong>svinna. Belastningen på<br />
Kalmarsund kommer att elimineras.<br />
Övergripande åtgärdsmål:<br />
Riskerna <strong>för</strong> människors fysiska hälsa skall elimineras.<br />
Effekterna på ekosystemen reduceras så långt det är möjligt.<br />
Belastningen på Kalmarsund orsakad av <strong>rödfyren</strong> skall elimineras.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
38
9. REFERENSER<br />
Alumaa P., Kirso U., Petersell V., Steinnes E. (2002) Sorption of toxic metals to soil. International<br />
Journal of Hygiene and Environmental Health 204:375-376.<br />
ATSDR (1995) Zinc CAS# 7440-66-6. Agency for toxic substances and disease registry.<br />
ATSDR (1999) Cadmium CAS# 7440-43-9. Agency for toxic substances and disease registry.<br />
ATSDR (1999) Lead CAS# 7439-92-1. Agency for toxic substances and disease registry.<br />
Autier V., White D. (2004) Examination of cadmium sorption characteristics for boreal soil nera Fairbanks,<br />
Alaska. Journal of Hazardous materials 106B:149-155.<br />
Bowell R.J., Bruce I. (1995) Geochemistry of iron ochres and mine waters from Levant mine, Cornwall.<br />
Applied Geochemistry 10:237-250.<br />
CCME (2003) Canadian Environmental Quality Guidelines. Update 2003. Canadian Council of Ministers<br />
of the Environment.<br />
Coston J.A, Fuller C.C., Davis J.A (1995) Pb 2+ and Zn 2+ adsorption by a natural aluminium and iron<br />
bearing surface coating on an aquifer sand. Geochimica et Cosmochimica Acta 59:3535-3547.<br />
Dock L. (2002) Kemisk toxicitet av uran och utarmat uran. Institutet <strong>för</strong> miljömedicin, Karolinska<br />
institutet. IMM-rapport 1/02.<br />
Düker A., Ledin A., Karlsoon S., Allard B. (1995) Adsorption of zinc on colloidal (hydr)oxides of Si,<br />
Al and Fe in the presence of a fulvic acid. Applied Geochemistry 10:197-205.<br />
Karim MD.M. (2000) Arsenic in groundwater and health problems in Bangladesh. Water Research<br />
34:304-310.<br />
Kim M-J, Nriagu J. (2000). Oxidation of arsenite in groundwater using ozone and oxygen. The Science<br />
of the Total Environment. 257:71-79.<br />
Kinniburgh D.G., Jackson M.L. (1981) Cation adsorption by hydrous metal oxides and clay: I Anderson<br />
M.A., Rubin A.J. editors. Adsorption of inorganics at solid-liquid interfaces. Ann Arbor, Michigan:<br />
Ann Arbor Science Publishers Inc. Sid 91-160.<br />
Kooner Z.S. (1993) Comparatice study of adsorption behaviour of copper, lead, and zinc onto goethite<br />
in aqueous systems. Environmental Geology. 21:242-250.<br />
Ma W., Tobin J.M. (2004) Determination and modelling of effects of pH on peat biosorption of chromium,<br />
copper and kadmium. Biochemical Engineering Journal 18:33-40.<br />
Meier H.E., Broman B., Kjellström E. (2004a) Modelling sea level variability in different climates of<br />
the Baltic sea. In: Proceedings of the fourth study conference on BALTEX, Ed.: H.-J. Isemer,<br />
Gudhjem, Bornholm, Denmark, May 24-28, 2004. International BALTEX Secretariat publication series<br />
No.29, GKSS, Geesthacht, Germany, p.170-171.<br />
Meier H.E., Broman B., Kjellström E. (2004b) Simulated sea level in past and future climates of the<br />
Baltic sea. Climate Research, Vol. 27, No.1 (2004), p.59-75.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
39
Naturvårdsverket (1999a) Metodik <strong>för</strong> inventering av <strong>för</strong>orenade områden. Rapport 4918.<br />
Naturvårdsverket (1999b) Bedömningsgrunder <strong>för</strong> miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket<br />
rapport 4913.<br />
Naturvårdsverket, 1997a. ”Generella riktvärden <strong>för</strong> <strong>för</strong>orenad mark Beräkningsprinciper och vägledning<br />
<strong>för</strong> tillämpning. Efterbehandling och sanering.” Naturvårdsverket rapport 4638.<br />
Naturvårdsverket, 1997b. ”Development of generic guideline values. Model and data used for generic<br />
guideline values for contaminated soils in Sweden” Naturvårdsverket report 4639.<br />
SKB (1983) Uranium, thorium and radium in soli and crops – Calculations of transfer factors. SKBF<br />
Technical KBS Report 83-73.<br />
SLU (1981). Naturlig radioaktivitet i mark och grödor. Sveriges Lantbruksuniversitet Rapport SLU-<br />
IRB-52.<br />
Öberg-Högsta A-L., Bank A. (2004) Metalltransporter till Kalmar sund – Transport och deposition av<br />
metallerna koppar, zink, bly, kadmium, nickel, arsenik och kvicksilver. Sanering av Oskarshamns<br />
hamn, Oskarshamns kommun. 2004:4 (2004-05-18).<br />
Öhlander B., Ljungberg J., Holmström H. (2001) Desorption of metals retained secondarily after release<br />
by sulphide oxidation; the main mechanism for groundwater contamination in the tailings at the<br />
laver mine, northern Sweden. GFF 123:153-162.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> (2004) Kulturhistorisk utredning. <strong>Degerhamn</strong>s bruksmiljöer – Södra Möckleby sn,<br />
Mörbylånga kn, Öland. Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2004:01. Lotta Lamke, Håkan Nilsson, Kalmar<br />
läns museum.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> (2005) Karaktärisering av rödfyr och den naturliga omgivningen i <strong>Degerhamn</strong>,<br />
Mörbylånga kommun – Undersökning av halter, vittringsbenägenhet och lakegenskaper. Projekt <strong>Degerhamn</strong><br />
rapport 2005:04.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> (2005) Geohydrologisk utredning – Geohydrologisk beskrivning och vattenbalans<br />
<strong>för</strong> <strong>Degerhamn</strong>sområdet. Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:06.<br />
Prokop Z., Cupr P., Zlevorova-Zlamalikova V., Komarek J., Dusek L., Holoubek I. (2003) Mobility,<br />
bioavailability and toxic effects of cadmium in soil samples Environmental Research 91:119-126.<br />
RIVM (1999) Risk limits for boron, silver, titanium, tellurium, uranium and organosilicon compounds<br />
in the framework of EU directive 76/464/EEC.<br />
RIWM (2001) Technical evaluation of the intervention values for soil/sediment and groundwater.<br />
RIWM Report 711701 023.<br />
Ruby M.V., Shoof R., Brattin W., Goldade M., Post G., Harnois M., Mosby DE., Casteel S.W., Berti<br />
W., Carpenter M., Edwards D., Cragin D., Chappell W. (1999) Advances in evaluating the oral<br />
bioavailability of inorganics in soil for use in human health risk assessment. Environmental Science<br />
and Technology 33:3697-3705.<br />
Skogsvårdsstyrelsen (2004) www.svo.se<br />
SLU, 2003. www.markinfo.slu.se, 2003-12-12.<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
40
SLVFS (2001) Statens livsmedelsverks <strong>för</strong>eskrifter om dricksvatten. SLVFS 2001:30.<br />
SMHI, 1994. ”Sveriges vattenbalans. Årsmedelvärden 1961-90 av nederbörd, avdunstning och avrinning.”<br />
SMHI Hydrologi, Nr 49, 1994.<br />
SSI (2001) Radioaktivt avfall från icke tillståndsbunden verksamhet (RAKET) – Identifiering av aktuellt<br />
avfall, sammanställning av relevanta regler och principer, <strong>för</strong>slag på system <strong>för</strong> omhändertagande.<br />
SSI 2001:15<br />
SSI (2003) Kartläggning av radioaktivt avfall från icke kärnteknisk verksamhet (IKA). SSI 2003:22.<br />
Staudt M., Kallio H., Schmidt-Thomé P. (2004) Modelling a future sea level change scenario affecting<br />
the spatial development in the Baltic Sea region – First results of the SEAREG project. I Managing the<br />
Baltic Sea, Schernewski G och Löser N (Eds) Coastline Reports 2 (2004).<br />
Stoltz E. (2004) Phytostabilisation – use of wetland plants to treat mine tailings. Doktorsavhandling<br />
Stockholms Universitet.<br />
Stoltz E., Greger M. (2002) Accumulation properties of As, Cd, Cu, Pb and Zn by four wetland plant<br />
species growing on submerged mine tailings. Environmental and Experimental Botany 47:271-280.<br />
Suter, G.W. , II,, C.L. Tsao. (1996) Toxicological Benchmarks for Screening Potential Contaminants<br />
of Concern for Effects on Aquatic Biota: 1996 Revision. Oak Ridge National Laboratory, Oak Ridge,<br />
TN. 104pp. ES/ER/TM-96/R2.<br />
Victorin K., Dock L., Vahter M., Ahlborg U.G. (1990) Hälsoriskbedömning av vissa ämnen i industrikontaminerad<br />
mark. Institutet <strong>för</strong> miljömedicin (IMM), Karolinska institutet. IMM-rapport 4/90.<br />
WHO (2003a) Arsenic in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines<br />
for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/75.<br />
WHO (2003b) Barium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines<br />
for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/76.<br />
WHO (2003c) Cadmium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines<br />
for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/80.<br />
WHO (2003d) Molybdenum in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines<br />
for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/11.<br />
WHO (2003e) http://www.who.int, 2003-11-05.<br />
WHO (2004) Uranium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines<br />
for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118.<br />
WHO, 2001. Depleted uranium. Sources, exposure and health effects. WHO/SDE/PHE/01.1<br />
Projekt <strong>Degerhamn</strong> rapport 2005:08<br />
41