Geokemiska undersökningar av gruvavfall vid Kolningsbergsfältet, Norbergs kommun

Transkript

1 Geokemiska undersökningar av gruvavfall vid Kolningsbergsfältet, Norbergs kommun Envipro Miljöteknik AB Linköping Envipro Miljöteknik AB Huvudkontor: Avd. kontor: Avd. kontor: Repslagaregatan 19 Tel Magasinsgatan 22 Tel Rehnsgatan 20 Tel Linköping Fax Göteborg Fax Box Fax Org.nr Stockholm

2 FÖRORD Gruvbrytning har pågått i Västmanland under mer än 800 år och det finns idag flera tusen objekt i SGUs databas över gruvrelaterade lokaler i länet. Flera av dessa har kvarlämnade rester i form av gruvhål, dagbrott, industriområden och mineralupplag av olika typer såsom varphögar, mulloch sandmagasin. I Västmanland har gruvbrytningen vanligtvis omfattat brytning efter järn, även om viss sulfidmalmsbrytning förekommit. Järnmalmsbrytning förknippas normalt inte med de miljörisker som kan erhållas från sulfidmalmsbrytning, främst sura lakvatten och tungmetallläckage. Dock kan även järnmalm innehålla sulfider som kan tänkas ge upphov till vissa miljörisker. Mot bakgrund av detta har länsstyrelsen i Västmanland beslutat genomföra en förstudie av tre gruvområden, Nya Morbergsfältet och Gamla Kolningsbergsfältet i Norbergs kommun och Källfallsfältet i Skinnskattebergs kommun för att kartlägga föroreningssituationen och riskklassa de tre områdena som representerar olika typer av malmförekomster och verksamheter med hänsyn till geokemi och komplexitet. Länsstyrelsens projektledare och handläggare för förstudien har varit Torbjörn Johansson respektive C J Carlbom medan Lars Söderberg vid SGU medverkat som projektstöd. För genomförande av förstudierna har Envipro Miljöteknik AB upphandlats. Uppdragsledare för genomförande har varit Pär Elander medan Henrik Eriksson fungerat som biträdande uppdragsledare och handläggare. Övriga medverkande handläggare har varit Björn Troëng (geologi/mineralogi och GIS) och Charlotte von Mecklenburg (fältarbeten). Resultaten från förstudierna presenteras i tre separata rapporter varav föreliggande rapport avser Gamla Kolningsbergsfältet i Norbergs kommun. 2

3 SAMMANFATTNING På uppdrag av Länsstyrelsen i Västmanlands län har Envipro Miljöteknik AB utfört undersökningar av Gamla Kolningsbergsfältet i Norbergs kommun. Undersökningarna har omfattat mark, avfall, ytvatten och grundvatten. Marken i området har undersökts genom borrning. Sammanlagt borrades två hål, nedströms och uppströms gruvområdet. Två prover på mark har analyserats på laboratorium. Till detta har två prover på varp/gråberg analyserats. I samband med borrningarna installerades grundvattenrör i de två punkterna. Grundvatten provtogs vid två tillfällen. Ytvatten har provtagits i två punkter, i det vattenfyllda dagbrottet samt i bäcken nedströms gruvan. Resultaten från undersökningarna visar att metallinnehållet i marken är lågt. Inga förhöjda halter har kunnat påvisas. I varpen har däremot höga halter av arsenik och koppar uppmätts. Höga halter av dessa element bedöms dock finnas i relativt liten utsträckning eftersom inventeringen av avfallet visar att inslaget av sulfider generellt är lågt. Uppskattningsvis förekommer sulfider i cirka 10 % av varpvolymen. Den totala volymen varp/gråberg har bedömts ligga i storleksordningen 5300 m 3. Grundvattnet nedströms gruvan uppvisar generellt låga metallhalter. Inga halter över gällande riktvärden har påvisats. Även bäcken nedströms uppvisar generellt låga halter, möjligen undantaget molybden. I dagbrottets vatten har relativt höga halter av arsenik analyserats. Halten överskrider Naturvårdsverkets gräns för hög halt samt gällande dricksvattenkriterier. Riskbedömningen har utförts enligt riktlinjer från Naturvårdsverket. Dessutom har förslag till platsspecifika referenskoncentrationer utarbetats. Den risk som bedöms som störst är risken för cancer vid användning av vatten från dagbrottet som dricksvatten. Sannolikheten bedöms dock som liten att detta vatten skulle utnyttjas utan föregående analys. Utöver detta finns en liten cancerrisk kopplad till regelbunden exponering (främst intag) för den del av varpen som innehåller sulfider (bl.a. arsenikkis). Området är relativt svårtillgängligt, varpen är grovkornig och exponeringen måste vara regelbundet återkommande under lång tid för att cancerrisken skall vara reell. Utifrån dessa faktorer bedöms sannolikheten för en sådan exponering som liten. Med riskbedömningen som underlag föreslås att Gamla Kolningsbergsfältet placeras i riskklass 3 enligt Naturvårdsverkets MIFO-modell, d.v.s. en måttlig risk. Förslag på övergripande och mätbara åtgärdsmål samt åtgärdsalternativ har utarbetats. Med hänsyn till riskbilden bedöms åtgärdsbehovet för Gamla Kolningsbergsfältet som litet. Den åtgärd som bedöms som lämplig är administrativa styrmedel. Den kunskap som nu finns om området bör kopplas till kommunens översiktsplan för det fall exploatering någon gång skulle bli aktuell. Vidare rekommenderas att de kringboende informeras om de risker som föreligger med dagbrottsvattnet samt varpen/gråberget. 3

4 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 INLEDNING HISTORIK OCH TIDIGARE VERKSAMHET OMRÅDESBESKRIVNING LOKALISERING TOPOGRAFI GEOLOGI HYDROLOGI GRUVAVFALLSPROBLEMATIKEN OXIDATION OCH VITTRING AV SULFIDER PRODUKTION AV SYRA NEUTRALISERING AV SYRA - BUFFRING NATURLIGA PROCESSER FÖR KONTROLL AV METALLSPRIDNING - FASTLÄGGNING TIDIGARE MILJÖTEKNISKA UNDERSÖKNINGAR UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR INVENTERING OCH INMÄTNING PROVTAGNING Mark och avfall Ytvatten Grundvatten ANALYSER RESULTAT OCH DISKUSSION GEOHYDROLOGISKA UNDERSÖKNINGAR INVENTERING AV AVFALL - UTBREDNING GEOKEMISKA UNDERSÖKNINGAR Mark och avfall Ytvatten Grundvatten RISKBEDÖMNING FÖRORENINGARNAS FARLIGHET FÖRORENINGSNIVÅ OCH SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR SPRIDNINGSVÄGAR OCH RECIPIENTER KÄNSLIGHET/SKYDDSVÄRDE MÖJLIGA EXPONERINGSVÄGAR - REFERENSKONCENTRATIONER KONSEKVENSER IDAG OCH I FRAMTIDEN SAMLAD RISKBEDÖMNING EFTERBEHANDLINGSÅTGÄRDER ÅTGÄRDSMÅL ÅTGÄRDSALTERNATIV SLUTSATSER OCH REKOMMENDATIONER FORTSATT UNDERSÖKNINGSBEHOV...30 FÖRSLAG TILL RISKVÄRDERING OCH ÅTGÄRDER REFERENSER...31 Bilaga 1. Analysprotokoll Bilaga 2. XRF-mätningar Bilaga 3. Fältprotokoll Bilaga 4. Sammanställning analyser på mark och avfall 4

5 1 INLEDNING Brytning av järn- och sulfidmalmer genererar samma typer av avfall men med olika kemiska egenskaper. Sulfidmalmer oxideras av luftens syre och kan bilda surt och tungmetallhaltigt lakvatten. De tungmetallhaltiga och sura lakvatten som bildas vid vittring i gruvavfallen kan transporteras långa sträckor och förorena yt- och grundvatten samt slå ut hela ekosystem. Järnmalmer är inte ett lika stort problem eftersom de inte oxideras av luftens syre. I områden där det i huvudsak brutits järnmalm kan det dock finnas inslag av sulfider i avfallet. Det är därför viktigt att även undersöka dessa områden och klargöra huruvida vittring och frisättning av metaller sker eller inte. Syftet med undersökningen av Kolningsbergsfältet har varit att översiktligt undersöka och riskbedöma gruvområdet. Undersökningen motsvarar MIFO fas 2 i omfattning. Uppdraget har omfattat undersökning av markområden, grundvatten och ytvatten. 2 HISTORIK OCH TIDIGARE VERKSAMHET I Kolningsberg är brytning belagd sedan slutet av 1600-talet. Många gruvhål och varphögar finns i området. Ingen processanläggning har funnits på platsen. Viss handvaskning förekom i slutet av 1800-talet som genererade vaskmull med visst innehåll av sulfider. Eventuellt uppfördes ett magnetiskt sovringsverk 1911 vid Kolningsberg som en försöksverksamhet. Åren bröts i Gamla och Nya Kolningsbergsfältet tillsammans ton malm. Under åren bröts ton berg som gav ton malm (SIND 1982). Brytningen i centralschaktet skedde ner till 280 m under marknivån. Malmen från Kolningsbergsfältet transporterades på lastbil till Gröndalsgruvan där den sovrades. I den västra delen av Kolningsberg låg gruvstugan byggd i tegel. Öster om denna låg de många gruvarbetarbostäderna, huvuddelen rödfärgade och panelade timmerhus från sent 1800-tal. Det fanns även en lave med spelhus byggd 1913 som revs Gruvstugan finns kvar och används som industribyggnad. I området fanns också en annan lave vid Vulcanusschaktet som användes som reservuppgång (Hopsu, 1992).Gruvdriften lades ner 1967 av Storgruve AB. Smalspåriga järnvägsförbindelser för malmtransport fanns mellan Kolningsberg - Fagersta (10 km, ) och Kolningsberg - Klackberg (2 km, ). 3 OMRÅDESBESKRIVNING 3.1 Lokalisering Kolningsbergsfältet är beläget cirka 3-4 km nordväst om Norberg (figur 1). Området utgörs av ett dagbrott samt flera mindre gruvhål. Storleken på undersökningsområdet uppgår till cirka 750x200 m. 5

6 Figur 1. Översiktskarta över området kring Kolningsbergsfältet. Copyright Lantmäteriet Ur Din Karta. Gruvområdet är beläget på fastigheten Persbo 3:1. Objektet ligger inte i närheten av tätbebyggt område. Ett antal permanentbostäder finns dock i anslutning till gruvområdet. I anslutning till permanentbostaden, söder om dagbrottet, är ett pumphus beläget. Dagbrottet nås från en bilväg i söder. Ingen stig eller väg leder in till objektet. Dagbrottet är inte synligt från bilvägen. En vandringsled passerar objektets sydvästra del. 6

7 Naturen kring Kolningsbergsfältet utgörs nästan uteslutande av skogsmark (blandskog). Terrängen närmast dagbrottet och kring gråbergshögarna är relativt tät och svårframkomlig. Mindre inslag av öppen mark finns kring sjön Kalven, cirka 2 km nordost om gruvområdet. Objektet är beläget inom ett område som klassas som riksintresse för kulturmiljövården av Länsstyrelsen (Länskartor, 2001). Cirka 1 km nedströms (norr om) Kolningsbergsfältet ligger Rödmossen, vilken klassas som ett riksintresse vad gäller naturvården. Nedströms Kolningsbergsfältet är ett flertal områden, vilka klassas som miljövärden av Skogsvårdsstyrelsen, belägna (Skogsvårdsstyrelsen, 2003). 250 m norr om (nedströms) Dagbrottet är en sumpskog och ett naturvärde beläget. Sumpskogar, naturvärden och nyckelbiotoper finns även kring Rödmossen. 3.2 Topografi Kolningsbergsfältet är beläget på den norra-nordöstra sluttningen av en hög bergshöjd, cirka 200 möh. Området dräneras mot norr och sjön Kalven, belägen cirka 125 möh. Kalven är via ett större vattendrag förbunden med sjön Noren. 3.3 Geologi Kolningsbergsfältet ligger i Bergslagen som geologiskt karaktäriseras av bälten av vulkaniska och sedimentära ytbergarter omgivna av intrusiva djupbergarter, se figur 2. Figur 2. Berggrundskartan över området kring Kolningsberg. Gult representerar vulkaniska bergarter, brunt intrusiva djupbergarter och mörkblått kalksten/dolomit. Från berggrundskartan 12G Avesta SV SGU serie Af 153. Sveriges geologiska undersökning (SGU). Medgivande: /

8 Olika typer av malmer förekommer: kvartsbandade järnmalmer, apatitjärnmalmer, skarnjärnmalmer, manganrika järnmalmer samt även massiva sulfidmalmer och fyndigheter av molybden och wolfram. Järnmalmerna ligger huvudsakligen i anslutning till vulkaniska bergarter Kolningsbergsfältet ligger i den centrala delen av ett bälte av ytbergarter som sträcker sig från Dalälven i nordost över Fagersta, Riddarhyttan och vidare mot sydväst över en sträcka på närmare 100 km (Ambros, 1988). De manganrika malmerna vid Kolningsberg och Klackberg ligger i anslutning till inlagringar av kalksten (CaCO 3 ) och dolomit (CaMg(CO 3 ) 2 ) som förekommer i de vulkaniska bergarterna. Malmen består huvudsakligen av finkornig magnetit blandat med ett karbonat rikt på mangan och järn. Malmens kiselinnehåll uppgår endast till några procent och förekommer i skarnsilikater. Karaktäristiskt är förekomsten av grafit längs sprickplan och glidytor i malmen (Magnusson 1970). Mangan-järnkarbonaten och dolomiten ger malmen en hög buffertkapacitet mot syrabildning och åtföljande lakning av metaller från varphögar och annat gruvavfall. Metallhalten i den skrädda malmen från Kolningsbergsfältet har varit 46-47% Fe, 5,2% Mn och 4-7% SiO 2. Svavelhalten har ställvis varit relativt hög i Klackbergs- och Kolningsbergsfälten beroende på impregnationer av pyrit, magnetkis, kopparkis och ibland arsenikkis och blyglans. Grafithalten i Kolningsberg uppgick till 1-1,5% (SIND 1982). Jordlagren inom avrinningsområdet domineras av moig, storblockig morän i den övre delen samt torv i de lägre liggande delarna, se figur 3. Figur 3. Berg- och jordartskarta över området kring Kolningsberg. Gult representerar vulkaniska bergarter, blått morän och brunt torv. Från Kartbladet Avesta. SGU serie Aa 188. Sveriges geologiska undersökning (SGU). Medgivande: /

9 3.4 Hydrologi Årsmedelnederbörden vid SMHIs station nummer i Norberg under perioden uppgår till 668 mm (SMHI, 1991). De nederbördsrikaste månaderna är normalt juli och augusti (63 mm). Vid stationen i Norberg har inte temperatur uppmätts utan årsmedeltemperaturen har därför hämtats från SMHIs station i Avesta (nummer 10607). För perioden uppgick årsmedeltemperaturen till +5,0 o C (SMHI, 1991). Den varmaste månaden är normalt juli med en medeltemperatur på +16,2 o C. Under december till mars ligger medeltemperaturen under 0 o C. Årsmedelavrinningen uppskattas till cirka mm medan årsmedelavdunstningen för perioden , beräknad som differensen mellan nederbörd och avrinning, uppgår till mm (SMHI, 1994). Gruvområdet ligger i ett ca 1,3 km 2 stort avrinningsområde (rödmarkerat i figur 1) som dräneras norrut mot sjön Kalven och vidare till Noren. Avrinningsområdets yta lutar relativt brant (ca 1:25) mot norr med en högsta del i söder som når ca 215 möh och den lägsta nivån i den norra delen på 135 möh. Gruvområdet ligger i den övre delen av avrinningsområdet. Ytvattnet från det vattenfyllda dagbrottet passerar flera våtmarksområden, bland annat Rödmossen, innan det faller ut i Kalven. 4 GRUVAVFALLSPROBLEMATIKEN 4.1 Oxidation och vittring av sulfider produktion av syra I Sverige finns förenklat sett två olika typer av gruvor, järnmalms- och sulfidmalmsgruvor. De båda olika typerna genererar samma typ av avfall (gråberg/varp, slagg, anrikningssand etc) men med olika kemiska egenskaper. I en syrerik miljö är järnmalmsavfall generellt inte ett lika stort problem som avfall från en sulfidmalm eftersom järnmalmen inte oxideras. Oxidation och vittring av sulfidhaltigt gruvavfall kan generera surt gruvvatten samt en frigörelse av tungmetaller, vilket är en problematik som är väl känd och som har studerats i många undersökningar. Även järnmalmer kan innehålla spår av sulfider, vilket betyder att problemet även kan finnas i ett avfall som i huvudsak består av järnmalm. Grunden till problematiken är att sulfiderna är stabila så länge de finns i en reducerad miljö, vid kontakt med syre börjar de oxidera (vittra). Detta kan exemplifieras med hur oxidationen av pyrit (svavelkis, FeS 2 ) sker (ekvation 1). Pyrit är det vanligaste sulfidmineralet i jordskorpan och förekommer således i förhållandevis stora mängder i sulfidhaltigt gruvavfall. I Jambor (2003) anges att mineralen pyrit, tillsammans med pyrrhotit (Fe (1-x) S), står för mer än 99 % av den sulfidrelaterade syraproduktionen från gruvavfall världen över. Oxidationen av pyrit (FeS 2 ) inleds med en initieringsreaktion (ekv. 1), där tvåvärt järn (Fe 2+ ) frigörs och svavelsyra bildas (Singer och Stumm, 1970): Ekv. 1 2FeS 2 + 2H 2 O + 7O 2 4H + + 4SO Fe 2+ Enligt Singer och Stumm (1970) så fortsätter pyritoxidationen sedan i ett cykliskt förlopp (ekv. 2-3). Ekv. 2 4Fe 2+ + O 2 + 4H + 4Fe H 2 O 9

10 Det tvåvärda järnet som frigjorts i initieringssteget oxideras till trevärt järn (Fe 3+ ). Ekv. 2 är det hastighetsbestämmande steget i cykeln. I naturliga miljöer finns dock katalysatorer, såsom metaller och mikroorganismer, där de senare är effektivare och kan öka reaktionshastigheten med en faktor 10 6 (Singer och Stumm, 1970). Främst är det organismer ur grupperna Acidithiobacillus, Thiobacillus och Leptospirrilum som medierar reaktionerna (Gould och Kapoor, 2003). Acidithiobacillus ferrooxidans är den mest studerade av bakterierna med denna förmåga. Fe 3+ kan sedan i sin tur fungera som oxidationsmedel för att oxidera pyrit (ekv. 3). Fe 2+ som bildas i denna reaktion kan sedan oxideras av syre enligt ekv. 2 och därmed fås ett cykliskt förlopp. Ekv. 3 FeS Fe H 2 O 15Fe SO H + Ekv. 3 sker dock endast vid ph<2,5. Vid högre ph faller generellt Fe 3+ från ekv. 2 istället ut som järnhydroxid (ekv. 4). Ekv. 4 Fe H 2 O Fe(OH) 3 + 3H + Järnhydroxiden kan torka ut och bilda götit (FeO(OH)) och senare även hematit (Fe 2 O 3 ). En sammanfattning av ekv. 1,2 och 4 ges av ekv. 5 för ph>2,5 (Banks et al., 1997). Ekv. 5 4FeS H 2 O + 15O 2 4 Fe(OH) 3 + 8SO H + Även andra sulfidmineral, exempelvis blyglans (PbS), zinkblände (ZnS) och kopparkis (Cu- FeS 2 ) oxideras av luftens syre. Kopparkis producerar syra vid oxidation, vilket inte blyglans och zinkblände gör. En frigörelse av metaller sker dock i samtliga fall. 4.2 Neutralisering av syra - buffring När sulfidhaltigt gruvavfall vittrar och syra produceras neutraliseras den av det mineral som finns tillgängligt och som buffrar vid aktuellt ph. När det buffrande mineralet konsumerats sjunker ph till en nivå, där ett annat buffrande mineral verkar. På så vis fås en stegvis sänkning av ph. Karbonater är de effektivaste mineralen för neutralisering av syra från vittrande sulfidmineral. Karbonaterna reagerar snabbt, inom sekunder till minuter, med syran och buffringen kan ske från neutralt ph ner till ph 5. Kalcit (CaCO 3 ) och dolomit (CaMg(CaCO 3 ) 2 ) är två vanligt förekommande karbonater med buffrande förmåga. Ekvation 6 beskriver hur buffring av syra sker med hjälp av kalcit. Ekv. 6 CaCO 3 + H + Ca 2+ + HCO 3 - När karbonaterna förbrukats buffrar andra mineral, till exempel metallhydroxider/oxider och silikater. Detta exemplifieras med Ekv. 7 och 8, som visar hur järnhydroxid (Fe(OH) 3 ) och silikaten kaolinit (Al 2 Si 2 O 5 (OH) 4 ) reagerar med protoner. Ekv. 7 Ekv. 8 Fe(OH) 3 + 3H + Fe H 2 O Al 2 Si 2 O 5 (OH) 4 + 6H + 2Al H 4 SiO 4 + H 2 O Järnhydroxid buffrar i intervallet ph 2,0-2,5 medan silikatbuffring alltid förekommer. Silikatbuffringen dominerar vid låga ph, när andra buffrande mineral förbrukats. Silikatmineral före- 10

11 kommer naturligt och genom buffring av bland annat humussyror löses mineralen upp och ger upphov till den naturliga bakgrundshalten av element som kisel och aluminium i mark och vatten. 4.3 Naturliga processer för kontroll av metallspridning - fastläggning De frigjorda metallernas transport från gruvavfallet till mark och vatten påverkas av ett antal olika processer, som beror på omgivningens och respektive metalls egenskaper. Viktiga processer, som påverkar metallmobiliseringen gruvavfall är till exempel utfällningsreaktioner och sorption (se till exempel Blowes och Jambor, 1990). Utfällning av metaller sker som en följd av flera orsaker, exempelvis förhöjd koncentration av de aktuella metallerna och förändring i oxidationstillstånd (Blowes et al., 2003). När metaller faller ut bildas sekundära mineral och metallerna blir immobiliserade (fastlagda). Tungmetaller som koppar och zink kan fällas ut som sekundära koppar- respektive zinkmineral alternativt tillsammans med mera vanliga järnmineral, som till exempel götit. Blowes et al (2003) anger att götit, jarosit och gips är de vanligast förekommande sekundära mineralen i sandmagasin. De två huvudsakliga faktorer som påverkar utfällnings- och upplösningsreaktioner är ph och redoxpotential (Benjamin och Honeyman, 2000). ph inverkar på koncentrationen av många anjoner, till exempel OH -. Redox påverkar också koncentrationen av anjonerna, eftersom till exempel sulfider endast är stabila i reducerande miljöer. I en oxiderande miljö löses dessa upp. Redox har även effekt på själva metalljonen. Samma metall har olika löslighet beroende på vilket oxidationstillstånd den föreligger i. Till exempel är tvåvärt järn lättare att lösa än trevärt järn (under förutsättning att S(-II) inte är närvarande). Sorption är ett samlingsnamn för adsorption, absorption och jonbyte. Adsorption innebär att en metalljon binder till ett fast minerals yta utan att en ny utfällning bildas. Metalljonen blir då en del av partikeln och befinner sig således inte längre i lösning. Metaller adsorberar ofta till rostutfällningar (järnhydroxid) och lermineral (Bowell, 1994; Coston et al., 1995). I sandmagasin är adsorption till järnoxid/hydroxider en större metallsänka än sekundära utfällningar (Blowes et al., 2003). Dessa mineral har en nettoladdning som beror på vilket ph omgivningen har (Benjamin och Honeyman, 2000). I en basisk omgivning har ytan en negativ laddning medan den är positivt laddad i en sur omgivning. Detta gör att metallers adsorption är starkt beroende av ph. Metalljoner, som är positivt laddade, till exempel koppar och bly, adsorberar följaktligen bättre vid höga ph än vid låga. Negativt laddade joner, exempelvis arsenik, har därmed ett omvänt ph-beroende, dvs adsorberar bättre vid låga ph-värden (se till exempel Tyler och Olsson, 2001). 5 TIDIGARE MILJÖTEKNISKA UNDERSÖKNINGAR I samband med Länsstyrelsens utredning enligt MIFO fas 1 av Kolningsbergsfältet togs ett prov med hjälp av spade på området. Provet skannades med XRF. Mätningarna visade på höga halter av arsenik samt inslag av bly och zink. I övrigt är inga tidigare miljötekniska undersökningar kända för det aktuella området. 11

12 6 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 6.1 Inventering och inmätning Inventeringen av avfallen har omfattat avfallens lokalisering inom gruvområdet och mängderna av olika avfallsslag (varp/gråberg). Området har besökts och undersökts i fält. En allmän kringvandring runt dagbrottet och de kända brytningsplatserna har genomförts. De områden där avfall påträffats har mätts in med GPS och även grovt genom stegning och måttband. GPS-RTK mätning där så har varit möjligt eller med hjälp av stegning och måttband. På grund av förekomsten av radioaktiva mineral i regionen användes en scintillationsdetektor Scintrex BGS-3 för att mäta radioaktiviteten. Vid inventeringen av varp/gråberg har de enskilda avfallshögarna okulärt besiktats med avseende på: Utseende och styckefall d.v.s kornstorleksfördelningen. Storleken på ett antal varp/gråbergsstycken har uppskattats med linjal och måttband och registrerats. Blockens kantighet har uppskattats. Stora kantiga block antyder att materialet kan ha sprängts bort. Små varpstycken kan antyda att varpen sorterats för hand. Bedömt sulfidinnehåll enskilda provbitar av varp/gråberg har slagits sönder och sulfidinnehållet bedömts okulärt för varje stycke direkt i fält. En skala på 1-3 har använts: 1. Där inga eller obetydligt med sulfider finns i provet. 2. Där sulfider förekommer mer spridda i provet. 3. Där förekomsten av sulfider är hög d.v.s liknande malm. Om möjligt har ingående sulfidmineral bestämts. Bedömd vittringsgrad - graden av missfärgning och disintegration (vittring) har bedömts enligt en skala (direkt i fält) mellan 1 och 5: 1. Helt opåverkat material. Inga synbara röda, bruna eller gula utfällningar. Tydliga sulfidmineral kan finnas i provet. 2. Mindre vittrat material. Endast mindre missfärgningar finns. Provet uppvisar ingen disintegration och sulfidmineral kan finnas i provet. 3. Något vittrat material. Missfärgningarna är tydliga och täcker stora delar av provet. Ingen eller endast liten disintegration av provet. Eventuella sulfider är missfärgade. 4. Vittrat material. Missfärgningarna täcker större delen av provet och kan även gå mot djupet. Delar av provet uppvisar tydlig disintegration. Eventuella sulfider är missfärgade. 5. Mycket vittrat material. Provet är helt täckt av missfärgningar, provet är till stora delar under disintegration. Delar av provet smulas lätt sönder vid slag med hammare. Inga sulfider finns kvar. 6.2 Provtagning Mark och avfall Marken i området undersöktes genom NOEX-borrning av personal från Envipro Miljöteknik AB och Vägverket Konsult. Sammanlagt borrades två hål. För provpunkternas lokalisering se karta i figur 4 nedan. Då marken var stenbunden och mycket svårborrad togs ett sam- 12

13 lingsprov av material ut per punkt. Proverna placerades i plastpåsar och skannades med XRF. Under borrningen antecknades jordlagerföljder mm i förtryckta fältprotokoll. Prover på gråberg/varp togs ut i samband med inventeringen. Proverna placerades i plastpåsar och skannades med XRF. Figur 4. Karta som visar provtagningspunkternas lägen. Copyright Lantmäteriet Ur Din Karta. 13

14 6.2.2 Ytvatten Ytvatten i området har provtagits i dagbrottet samt i en bäck nedströms gruvområdet. För provpunkternas lägen se figur 4. Proverna togs genom att sänka ner en syradiskad flaska direkt i dagbrottet respektive bäcken. ph, konduktivitet och temperatur mättes. I bäcken uppskattades flödet. Samtliga prover har filtrerats genom 0,45 µm-filter för att avskilja större partiklar Grundvatten I samband med borrningarna installerades grundvattenrör (PEH-rör, 63 mm) i de två punkterna. Ett rör installerades som referens (GV-2). Alla rör är försedda med 1 m filterrör samt lock. Grundvattenrören tömdes med hjälp av grundvattenhämtare (bailer) före provtagning. Innan provtagning mättes grundvattennivån med hjälp av ett ljud- och ljuslod. Prover togs genom att grundvattnet hämtades upp med en bailer. Vattnet hälldes sedan i två plastburkar. Vattnet från den ena filtrerades genom 0,45 µm filter direkt ner i en syradiskad flaska. På vattnet i den andra burken mättes ph, konduktivitet och temperatur. Provtagning genomfördes vid två tillfällen, och På grund av områdets svårtillgänglighet har det inte varit möjligt att mäta in grundvattenrören med GPS. Följaktligen har det inte varit möjligt att bestämma grundvattenytans +-nivå. 6.3 Analyser Prover på mark har skannats med XRF-instrument (Niton) för analys av metaller. Bestämning har gjorts på prover i plastpåsar och mätning har gjorts 4 gånger/påse för att minimera risken för icke-representativa värden. Dessa resultat har legat till grund för vilka prover som har skickats för laboratorieanalys (ackrediterad). På fyra uttagna prover har s.k. pasta-ph bestämts. Lite material (cirka 10 g) slammades upp i vatten (cirka 2 cl) och därefter mättes ph-värdet. För mätning av ph användes en WTW Multiline P4 med en WTW ph-elektrod som kalibrerades med WTW buffertlösningar, ph 4 och ph 7. Totalhalten i materialet har bestämts på laboratorium på ett mindre antal gruvavfallsprover genom Analytica AB:s paket MG-1. Bestämningen innebär att As, Cd, Co, Cu, Ni, Pb, Zn, Hg och S har gjorts tillgängliga för analys genom uppslutning i mikrovågsugn med 7 M salpetersyra. För Si, Al, Ca, Fe, K, Mg, Mn, Na, P, Ti, Ba, Be, Cr, la, Mo, Nb, Sc, Sn, Sr, V, W, Y och Zr har bestämning skett efter smältning i litiummetaborat följt av upplösning i utspädd salpetersyra. Slutbestämning av metallhalter har skett med ICP-AES och ICP-MS. Denna metod med både smälta och syralakning ger innehållet även av t.ex. sulfidmineral som sitter inkapslade i silikatmineral och som med enbart syralakning inte fås med. Yt- och grundvattenproverna har analyserats enligt Analytica AB:s paket V-2 omfattande Ca, Fe, K, Mg, Na, S, Si, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, P, Pb, Sr och Zn. 7 RESULTAT OCH DISKUSSION 7.1 Geohydrologiska undersökningar Två grundvattenrör installerades i området, ett nedströms dagbrottet och ett uppströms som referens. För grundvattenrörens lägen se figur 4. Grundvattenytan i röret nedströms dagbrottet är be- 14

15 lägen i nivå med eller strax under markytan. Nivåskillnaden mellan de båda provtagningarna uppgick till cirka 10 cm. Referensröret var torrt vid båda provtagningstillfällena. 7.2 Inventering av avfall - utbredning En översiktlig inventering av gruvavfallet genomfördes. Det synliga gruvavfall som förekommer är huvudsakligen varphögar norr och väster om dagbrottet samt upplag i anslutning till mindre skärpningar och gruvhål (figur 4). Volymen varp med i figuren angiven utbredning har uppskattas till genom mätning med måttband och stegning till 5300 m 3. Eftersom resultatet av inventeringen indikerar en hög andel malm i varphögarna kan densiteten antas ligga på 2,5-3 ton/m3 och motsvarande massa blir då ca ton. Eftersom varp/gråberg troligen har använts som utfyllnad bör även relativt stora mängder finnas i anslutning till de förekommande plana ytorna inom området, dvs huvudsakligen söder om dagbrottet. Några provborrningar som gjordes i denna del stötte också på varp i fyllnadsmassorna. Figur 5. Gråberg/varphög norr om dagbrottet. Avfallet är vanligen täckt av växtlighet. Terrängen i området är relativt svårframkomlig. De inventerade varphögarna representerar troligen avfall från den äldre delen av gruvans produktionshistoria. De flesta av de undersökta högarna har sitt ursprung i närliggande lokala skärpningar och schakt och avfallet är delvis täckt av vegetation och jordlager. I den markerade varphögen omedelbart öster om dagbrottet, liksom i en av de norr om dagbrottet liggande, förekommer en finare fraktion av avfall som möjligen kan vara restprodukter från den handvaskning som enligt uppgift förekommit i slutet av 1800-talet. 15

16 Gruvavfallets vittringsgrad är generellt mycket låg, inga missfärgningar kan iakttas på den undersökta varpen. Sulfider (kopparkis, pyrit) kunde dock identifieras i malmen. Arsenikhalten i det analyserade provet visar också att arsenikkis bör finnas. Från inventeringen bedöms att i storleksordningen 10 % av varpen uppvisar inslag av sulfidmineral. Ingen förhöjd radioaktiv strålning kunde noteras i anslutning till varphögar, schakt, dagbrott eller dess omgivningar. Radioaktivitetens genomsnittliga nivå uppmättes till ca 0,2 µsv/h. 7.3 Geokemiska undersökningar Mark och avfall I tabell 1 redovisas halterna i mark och avfall vid Kolningsbergsfältet. Marken utgörs generellt av kisel och aluminium. Järninnehållet är relativt lågt och uppgår till 2-2,5 % TS. Svavelinnehållet i markproverna uppgår till 9-70 mg/kg TS. Halterna av tungmetaller och spårelement är generellt låga. Exempelvis uppgår arsenikhalten till 1-1,5 mg/kg TS, kopparhalterna till 7-13 mg/kg TS och blyhalterna till 9-46 mg/kg TS. Inga större skillnader i halter mellan provet uppströms (GV2) och provet nedströms gruvområdet (GV1) kan således noteras. Båda proverna ger sannolikt ett mått på den naturliga bakgrundens metallinnehåll i området. De prover på varp/gråberg som tagits vid Kolningsbergsfältet uppvisar ett betydande innehåll av järn, cirka % TS. Det ena provet (Varp 6) uppvisar spår av sulfidmineral. Svavelhalten uppgår till cirka 1200 mg/kg TS. Även halterna av vissa element som förekommer i sulfidmineral bör noteras. Detta gäller exempelvis arsenik, cirka 650 mg/kg TS, och koppar, cirka 1000 mg/kg TS. Analysen stämmer väl med intrycken vid inventeringen då korn av kopparkis kunde påvisas i just detta prov. I det andra varpprovet (Varp 1) visar analyserna inte på något innehåll av sulfider. Svavelhalten ligger under detektionsgränsen och halterna av exempelvis arsenik och koppar är betydligt lägre än i provet benämnt Varp 6. För tolkningen skall tilläggas att provet benämnt Varp 6 bedöms representera varp med sulfidinslag (ungefär 10 % av förekommande varp) medan provet benämnt Varp 1 bedöms representera den större delen av varpen. XRF-mätningarna på markproverna stämmer relativt väl överens med de ackrediterade analyserna. XRF-resultaten redovisas i sin helhet i bilaga 2. Halterna av exempelvis arsenik, molybden, koppar och bly ligger under instrumentets detektionsgräns. Således låga halter av dessa element, i likhet med de ackrediterade analyserna. De utförda XRF-analyserna skiljer sig dock från tidigare analyser utförda i samband med MIFO fas 1. Dessa analyser visade på höga halter av arsenik. XRF-mätningar på mark i gruvavfallsmiljöer har tidigare visat sig variera relativt mycket, speciellt om mycket höga halter av enstaka element förekommer. Detta kan vara en förklaring till skillnaderna. 16

17 Tabell 1. Halter av metaller i mark och avfall vid Kolningsbergsfältet. < indikerar halten ligger under detektionsgränsen. Element GV1:0-2 GV2:0-2 Varp 1 Varp 6 [% TS] SiO2 73,3 77,2 5,13 15,2 Al2O3 10,7 9,44 1,71 0,595 CaO 1,56 0,39 0,714 0,104 Fe2O3 2,45 2,03 80,9 76,1 K2O 2,91 4,51 0,212 0,0761 MgO 0,85 0,607 3,83 3,73 MnO 0,0398 0,0337 5,46 7,57 Na2O 2,67 1,02 0,0709 <0,05 P2O5 0,0702 0,0272 0,0172 0,0208 TiO2 0,28 0,123 0,0392 0,0139 LOI 1,1 1,2 5,8-2,8 [mg/kg TS] As 1,4 1,06 5, Ba ,1 3,47 Be 2,23 1,95 2,04 <0,6 Cd 0,0303 0,0156 0,0637 0,101 Co 3,13 1,71 3,36 29,5 Cr 38,5 26,9 <10 13,8 Cu 13 7,24 21, Hg <0,04 <0,04 <0,04 <0,04 La 20,5 38,4 20,3 36,9 Mo <6 <6 15,2 13,1 Nb 8,07 12,8 <6 <6 Ni 6,6 3,31 1,58 5,54 Pb 46,2 9,21 3,23 16,5 S 70,7 9,18 < Sc 5,96 5,46 <1 <1 Sn <20 <20 25,5 <20 Sr <2 <2 V 33,6 8,65 20,8 8,62 W <60 <60 <60 <60 Y 18, ,2 38,2 Zn 18,6 10,7 29,1 38,9 Zr ,6 12 Mätning av pasta-ph har utförts på samtliga analyserade fasta prover, d.v.s. två markprover och två varpprover. Mätningarna visade på i princip neutrala ph-värden i marken, 7,5 och 7,9 i GV1 respektive GV2. Varpen uppvisade ett något högre ph-värde. ph uppgick till 9,0 för provet benämnt Varp 1 och 8,8 för Varp 6. De höga ph-värdena i varpen stämmer väl med den geologiska beskrivningen. Mineral med hög buffertkapacitet har beskrivits i detta område. 17

18 7.3.2 Ytvatten Prover på ytvatten har tagits i dagbrottet samt i bäcken nedströms detsamma. Båda vattnen var klara och uppvisade ett i princip neutralt ph-värde, 7,7-8. Flödet i bäcken var lågt vid tillfället för provtagningen, cirka 0,002 m 3 /s. Resultaten från laboratorieanalyserna redovisas nedan i tabell 2. Halterna av tungmetaller och spårelement är generellt låga. Detta gäller exempelvis koppar (1-1,5 µg/l), bly (0,1-1 µg/l) och zink (1,5-2,5 µg/l). Kopparhalten klassas enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder som måttlig, blyhalten som låg- måttlig och zinkhalten som låg. De enda element som föreligger i högre halter i de provtagna ytvattnen är arsenik och molybden. Arsenik har påvisats i höga halter i varpen/gråberget. Molybden uppvisar inga förhöjda halter i de prover som analyserats på mark och avfall. De höga halterna gäller främst vattnet i dagbrottet. Arsenikhalten uppgår där till 24 µg/l, vilket klassas som en hög halt av Naturvårdsverket. Halten i bäcken uppgår till cirka 4,5 µg/l (låg halt). Molybdenhalten i dagbrottet och bäcken uppgår till cirka 140 µg/l respektive 70 µg/l. För molybden finns ingen tillståndsklassning från Naturvårdsverket. I relation till områden med rödfyr (innehåller ofta relativt mycket molybden) så ligger halterna i ytvattnen vid Kolningsberg väl i nivå med vad som uppmätts vid dessa områden. Exempelvis dagbrottet i Knivinge (Östergötland) uppgår molybdenhalten till cirka 250 µg/l och i utflödet från dagbrottet i Degerhamn (Öland) är motsvarande maxvärde 80 µg/l. I mindre ytvattendrag har molybdenhalter på 8-15 µg/l uppmätts vid Knivinge. WHO anger ett riktvärde för molybden i dricksvatten på 70 µg/l (WHO, 2004). Halten i dagbrottsvattnet är således högre än riktvärdet och halten i bäcken i nivå med detsamma. 18

19 Tabell 2. Analyserade metallhalter i dagbrottet samt i bäcken nedströms dagbrottet. < indikerar att halten ligger under detektionsgränsen. ph, konduktivitet och temperatur redovisas också. Element Dagbrott Bäck nedströms [mg/l] Ca 33,9 42,9 Fe 0,0027 0,0596 K 3,44 3,1 Mg 29,1 23,1 Na 9,44 8,39 S 3,56 1,56 Si 4,61 4,3 [µg/l] Al 1,19 12,3 As 24 4,41 Ba 3,22 5,72 Cd <0,07 <0,04 Co 0,0118 0,0376 Cr 0,0337 0,0722 Cu 1,13 1,39 Hg <0,002 <0,002 Mn 22 60,9 Mo ,8 Ni 0,159 0,227 P 3,86 4,99 Pb 0,13 0,972 Sr 61,3 55,7 Zn 1,52 2,21 ph 8,0 7,7 [µs/cm] Konduktivitet [ o C] Temperatur 13,2 12, Grundvatten Grundvattenprover togs vid två tillfällen i GV1. GV2-referens var torrt vid båda tillfällena. ph i grundvattnet låg på 6,6-6,7, dvs nära neutralt. Resultaten från metallanalyserna presenteras i tabell 3. De förhöjda detektionsgränserna för vissa element i den första analysen förklaras med att provmängden var otillräcklig för att utföra den planerade analysen. Generellt är halterna av tungmetaller och spårelement låga i grundvattnet vid Kolningsberg. Halterna av arsenik, bly och zink klassas som låga enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. Kopparhalten uppgår till cirka 1,4 µg/l. Halten kan jämföras med 90e percentilen för svenskt grundvatten, vilken uppgår till 6,8 µg/l (SGU, 2002). 19

20 Även halterna av järn- och svavel är relativt låga i grundvattnet. Svavelhalten uppgår till 2,5-3 mg/l. Av svavlet föreligger den största delen i sulfatform. Andelen sulfat vid den första analysen uppgick till cirka 85 %. Tabell 3. Analyserade metallhalter i grundvattnet nedströms gruvområdet. < indikerar att halten ligger under detektionsgränsen. ph, konduktivitet och temperatur redovisas också. Element GV GV [mg/l] Ca 9,91 9,83 Fe 0,114 0,0278 K 1,05 0,605 Mg 2,56 2,31 Na 3,43 2,72 S 2,88 2,59 SO4 7,3 11 Si 6,41 5,99 [µg/l] Al ,7 As <100 <0.4 Ba 4,43 5,74 Cd <20 0,0494 Co <20 0,09 Cr <20 0,354 Cu <7 1,39 Hg <0,002 <0.002 Mn ,9 Mo <20 3,59 Ni <20 0,638 P <100 7,69 Pb <100 0,133 Sr 15 13,7 Zn <10 1,91 ph 6,6 6,7 [µs/cm] Konduktivitet [ o C] Temperatur 11,4 13,9 8 RISKBEDÖMNING I en riskbedömning identifieras och kvantifieras de risker ett förorenat område kan ge upphov till. Detta innebär uppskattning av: Vilka föroreningar som förkommer och deras hälso- och miljöeffekter Halter och mängder av förorening Risken för spridning till omgivningen via luft, grundvatten eller vattendrag Risken för hälso- och miljöeffekter i dagsläget och i framtiden 20

21 Riskbedömningar kan göras på olika nivåer beroende på syfte och omfattning av dataunderlag, t.ex.: riskklassning, förenklad riskbedömning, fördjupad riskbedömning. I denna undersökning har riskbedömningen karaktären av något fördjupad. 8.1 Föroreningarnas farlighet De genomförda analyserna visar att arsenik, koppar och molybden föreligger i halter (i avfall och ytvatten) som skulle kunna utgöra en risk. I riskbedömningen har även bly inkluderats. Arsenik och bly bedöms ha mycket hög farlighet enligt Naturvårdsverket medan koppar och molybden bedöms ha en hög farlighet. Riskerna med elementen beskrivs mer ingående nedan. Arsenik Arsenik är ämne som förekommer naturligt i jordskorpan och under naturliga förhållanden bildar oorganiska föreningar tillsammans med syre, klor och svavel. I djur och växter bildar arsenik tillsammans med kol och väte organiska föreningar. Arseniks löslighet i vatten ökar generellt med ökande ph (se till exempel Tyler och Olsson, 2001). För människor är risken att utsättas för exponering av elementet i fråga störst vid intag av föda och dryck eller genom andning. Exponering sker även vid boende i områden med naturligt höga halter av arsenik i berggrunden. Många arsenikinnehållande föreningar är vattenlösliga och tas snabbt upp av kroppen. Absorptionen av arsenik genom huden är liten, varför bad och handtvätt inte är förenat med någon fara för hälsan. Den största hälsorisken, förknippat med arsenik, är generellt genom intag av dricksvatten. Oorganisk arsenik är humant cancerogen och vid långtidsexponering av arsenik kan cancer uppkomma, till exempel i lungorna, njurarna och på huden. Symptom som kan uppkomma vid intag av höga halter oorganisk arsenik är kräkningar, minskad produktion av röda och vita blodkroppar, onormal hjärtrytm och blodkärlsskador. Inandning av höga halter oorganisk arsenik kan ge inflammerad hals och irriterade lungor. Arsenik är en kumulativ substans som endast långsamt lämnar kroppen genom urin, hår, naglar och hud (Karim, 2000). Organisk arsenik är mindre toxiskt än oorganisk, men vissa organiska arsenikföreningar kan vid långtidsexponering ge liknande symptom som de oorganiska. Trevärd arsenik (As(III)) anses vara mer toxiskt än femvärd arsenik (As(V)), se till exempel Benjamin och Honeyman (2000). WHO:s provisoriska riktvärde ( provisional guideline value ) för arsenik i dricksvatten är 0,01 mg/l (WHO, 2004). CCME (2003) anger ett värde på 5 µg/l som riktvärde för påverkan på akvatiska organismer (sötvatten). Koppar Koppar är en metall som förekommer naturligt i berg, mark, vatten och luft. Koppar binds i mark till organiskt material och andra mineral, och fastläggs snabbt i vatten till partikulärt material (ATSDR, 2004). Koppar är ett essentiellt näringsämne, men kan orsaka skador vid högre koncentrationer och mängder. Långtidsexponering för koppardamm kan irritera näsan, munnen och ögonen, orsaka huvudvärk, yrsel, illamående och diarré. Intag av vatten med för höga halter kan orsaka kräkningar, diarré, magkramper och illamående. Intag av extremt höga doser kan även skada lever 21

22 och njurar och t.o.m. medföra dödsfall. WHO:s riktvärde för koppar i dricksvatten är 2 mg/l (WHO, 2004). CCME (2003) anger ett riktvärde på 2-4 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 0,23 µg/l som lägsta kroniska värde (för alla organismer) för ekotoxeffekter i sötvatten. Molybden Molybden är ett silvervitt grundämne, som i naturen förekommer i mineral som molybdenit (MoS 2 ). För djur och växter är molybden ett essentiellt näringsämne som behövs för reglering av vissa kemiska reaktioner i cellerna. Vid höga koncentrationer kan molybden vara toxiskt - få studier har dock gjorts för att utreda toxiciteten för människor. Hos djur har studier visat att höga intag av molybden resulterade i diarréer, koma och dödsfall på grund av minskad hjärtverksamhet (WHO, 2003). Kronisk exponering av molybden kan bland annat resultera i hämmad tillväxt, blodbrist, lever- och njurskador och sterilitet. WHO:s riktvärde (guideline value) för molybden i dricksvatten är satt till 0,07 mg/l (WHO, 2004). CCME (2003) anger ett riktvärde på 73 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). Bly Bly är en gråaktig metall som förekommer naturligt i mindre mängder i jordskorpan (ATSDR, 1999) och är partikelbundet och svårrörligt vid normala förhållanden i mark och vatten. Bly förekommer i naturliga vatten och i drickvatten samt kranvatten. Hur mycket bly som förekommer löst beror bl.a. på ph, temperatur, hårdhet där mjukt och surt vatten har de högsta halterna (WHO, 1993). Elementet lagras i skelettet och påverkar kalciummetabolismen samt stör vitamin D-metabolismen (WHO, 1993). Mest utsatta är gravida kvinnor och barn. Bly är även skadligt både för det centrala och för det perifera nervsystemet. Det finns indikationer på att bly är cancerframkallande. WHO:s riktvärde är 10 µg/l i dricksvatten och detta riktvärde grundar sig på spädbarns och barns intag av vatten. CCME (2003) anger ett riktvärde på 1-7 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 3,2 µg/l som kroniskt värde (s.k. NAWQ-kriteria) för ekotoxeffekter i sötvatten. 8.2 Föroreningsnivå och spridningsförutsättningar Bedömningen av föroreningsnivån för respektive element grundas på fyra parametrar, tillstånd, avvikelse från jämförvärde, mängd förorening och volym förorenade massor. Tillståndsklassning är gjord utifrån Naturvårdsverket (1999) och beräkningen av platsspecifika riktvärden (se kapitel 8.5). Avvikelse från jämförvärde för avfallet bestäms genom att relatera halterna i avfallet till halterna i markproverna, vilka bedöms ge ett mått på den naturliga bakgrunden i området. För grundvatten relateras halterna till SGU (2002) och till Naturvårdsverket (1999). Avvikelse från jämförvärdet för ytvatten samt mängd förorening och volym förorenade massor bestäms enligt Naturvårdsverket (1999). Halterna av arsenik och koppar i varpen klassas som mycket allvarliga. Övriga element uppvisar låga halter. I jämförelse med proverna på mark är arsenik- och kopparhalterna i varpen betydligt 22

23 högre (som mest gånger för arsenik och 150 gånger för koppar). Avvikelsen från jämförvärdet klassas därmed som mycket stor för dessa element. För molybden och bly klassas avvikelsen från jämförvärdet liten-trolig. Den totala volymen varp/gråberg vid Kolningsbergsfältet har uppskattats till cirka 5300 m 3. Sannolikt är detta i underkant då endast den synliga delen av varpen är medräknad. Byggnader, vägar med mera som funnits och fortfarande finns i område är säkerligen byggt med varp/gråberg som grund. Baserat på denna volym finns cirka 2900 kg arsenik, 4800 kg koppar, 130 kg molybden och 90 kg bly. För arsenik är siffran sannolikt grovt överskattad på grund av att beräkningen baseras på medelvärdet av de båda varpproverna. Den mycket höga arsenikhalt som finns i ett av proverna är sannolikt inte representativ för varpen i området. Om istället endast det lägre värdet används erhålls ett totalinnehåll av arsenik på cirka 55 kg. Baserat på ovanstående klassas föroreningsnivån i mark/avfall som mycket stor för arsenik och koppar medan föroreningsnivån för bly och molybden bedöms som måttlig. Halterna av arsenik, koppar och bly i grundvattnet klassas som mindre allvarliga enligt Naturvårdsverkets MIFO-modell. För molybden saknas tillståndsindelning. Halten i grundvattnet kan dock jämföras med WHOs riktvärde för molybden i dricksvatten på 70 µg/l. Halterna av arsenik, koppar och bly ligger i nivå med eller under medelhalterna för svenskt grundvatten (SGU, 2002). Föroreningsnivån i grundvatten klassas som låg för samtliga element. För ytvatten klassas halten av arsenik i dagbrottets vatten som måttligt allvarlig. Halterna av koppar och bly klassas som mindre allvarliga. För molybden saknas klassning i ytvattnet. Halterna i bäcken bedöms dock som relativt höga med tanke på halterna i ytvattendragen i Degerhamnsområdet, Öland där molybdenrik alunskiffer och rödfyr finns. Föroreningsnivån för arsenik och molybden klassas som måttlig medan den klassas som låg för koppar och bly. Spridningen av metaller till yt- och grundvatten från området är sannolikt begränsad. Inga förhöjda halter har påvisats. Spridningen via bäcken nedströms gruvan är även den relativt begränsad. På årsbasis transporteras i storleksordningen 0,3 kg arsenik, 0,1 kg koppar, 4 kg molybden och 0,05 kg bly. Beräkningen av spridningen har gjorts genom att multiplicera halterna i vattnet med det uppmätta flödet (0,0018 m 3 /s). Via grundvatten har ingen kvantifiering kunnat genomföras då endast ett grundvattenrör varit möjligt att provta. För att beräkna grundvattengradienten krävs data från minst två rör. På basis av dessa undersökningar bedöms spridningsförutsättningarna som måttliga. 8.3 Spridningsvägar och recipienter Vatten från dagbrottet avrinner norrut via bäcken som leder i undersökningsområdets östra kant. Recipient för vattnet är sjöarna Kalven och Noren. En viss spridning via grundvattnet kan sannolikt ske också från gruvområdet. 8.4 Känslighet/skyddsvärde Dagbrottet och högarna med varp och gråberg är inte belägna i direkt anslutning till någon bilväg eller stig. Inga skyltar eller informationstavlor finns uppsatta. Människor förväntas därmed inte besöka platsen i någon större utsträckning. Permanentboende finns vid Persbo, m söder om (uppströms) dagbrottet. Känsligheten för området bedöms sammantaget som måttlig. 23

24 Kolningsbergsfältet är beläget inom ett område som utgör riksintresse för kulturmiljövården. Flertalet naturvärdesområden finns nedströms och i området kring gruvan. Skyddsvärdet bedöms sammantaget som mycket stort. 8.5 Möjliga exponeringsvägar - referenskoncentrationer För att få en uppfattning om vilka halter av olika föroreningar som kan ge menliga, negativa effekter hos människors hälsa och miljö har s.k. referenskoncentrationer beräknats för Kolningsbergsfältet. Alla beräkningar har skett enligt modellerna beskrivna Naturvårdsverket (1997). Orsaken till att platsspecifika värden beräknats är främst att exponeringstider för människor bedömts skilja sig åt jämfört med de antaganden som använts vid framtagandet av de generella riktvärdena. Beräkning av platsspecifika referenskoncentrationer har gjorts för de element som i analyserna visat vara problemelement, d.v.s. arsenik, koppar, molybden, och bly. De framräknade referenskoncentrationerna jämförs sedan med aktuella halter i varp, yt- och grundvattnen. De exponeringsvägar som har betraktats som möjliga vid olika markanvändningsalternativ för de generella riktvärdena samt för de platsspecifika förhållandena vid Kolningsbergsfältet redovisas i tabell 4. Tabell 4. Exponeringsvägar vid känslig markanvändning (KM) samt mindre känslig markanvändning (MKM) enligt Naturvårdsverkets generella riktvärden samt platsspecifika exponeringsvägar för området kring Kolningsbergsfältet. Exponeringsväg KM MKM Kolningsbergfältet Människor: Intag av jord x x x Hudkontakt x x x Inandning av damm x x Inandning av ångor x x Intag av grundvatten x Intag av ytvatten x Intag av grönsaker x x Intag av fisk x Miljön: Effekter inom området x x x Effekter i ytvattenrecipient x x x Avfallet består till största del av större fraktioner (stenblock etc.). På grund av detta bedöms exponeringsvägen inandning av damm som icke-relevant. Intag av jord och hudkontakt har däremot beaktats. Vatten från dagbrottet används sannolikt för bevattning (en slang från den närmast belägna fastigheten till dagbrottet kunde noteras vid fältbesök) varefter exponeringsvägen intag av grönsaker bedöms som relevant. Intag av ytvatten från dagbrottet har lagts till som en relevant exponeringsväg då det kan tänkas att bad sker där. Intag av grundvatten har inte beaktats på grund av att permanentbostaden är belägen uppströms gruvområdet och att avståndet till nedströms belägna brunnar är stort. Även det pumphus som finns i anslutning till permanentbostaden är beläget uppströms gruvområdet. Exponering via ångor bedöms inte som relevant eftersom inga av de aktuella elementen avgår i gasfas vid normal temperatur. Intag av fisk bedöms inte som relevant. För miljön har både effekter inom området och effekter i ytvattenrecipient beaktats. 24