Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån

Transkript

1 Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Envipro Miljöteknik Envipro Miljöteknik/Hifab AB Slutrapport Org.nr Projektnummer:

2 Uppdragsgivare: Uppdragsbeteckning: Envipro Miljöteknik Sala kommun Smedjegatan Luleå Uppdragsgivarens kontaktperson: Lisa Granström och Karin Samuelsson Rapporttitel: Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Telefon Telefax Org. nr Sammanfattning: Envipro Miljöteknik har på uppdrag av Sala kommun med finansiering av Naturvårdsverket genomfört en del av en huvudstudie av Sala Silvergruva samt Pråmån. Sala Silvergruvas historik är omfattande och ett relativt stort arbeta har algts på att sammanställa denna. Fältarbetet har omfattat provtagning av varp, slaggvarp, ytjord, aftersand, sediment samt naturlig mark i den fasta fasen. Proverna består av ytprover, spadgropar, provgropar med grävmaskin, och borrprofiler. Analyser har utförts i form av XRF-mätningar på ca 400 varpprover samt mer än 200 prover från själva industriområdet i fält. Baserat på fältanalyserna har prover valts ut för analys på laboratorium. 10 prover har även karakteriserats med hjälp av skakförsök, 8 genom sekventiella lakningar samt 18 med syra-basräkning. För vatten har 15 grundvattenrör installerats inom området och provtagits. Grundvattenproverna filtrerades med sprutfilter i fält. Ytvattenprover togs ut i Pråmån och Griesbachs kanal i form av ofiltrerade prover för att massflödet genom området skulle kunna beräknas. Även ofiltrerade ytavrinningsvattenprov har analyserats från området. Ett av dessa prover filtrerades i fält varför den partikelbundna transporten grovt kan uppskattas. Under fältarbetet fylldes fältprotokoll i där provet karakteriserades på grundval av visuellt intryck. Denna karakterisering har sedan legat till grund för områdesindelningen. Sammanfattningsvis är merparten av industriområdet utfyllt med gråbergsvarp men även, framförallt inom Nya Hyttan, after och slagg. Resultaten från de olika undersökningarna av fast fas, vatten samt masstransporten i kanalsystemet och Pråmån har legat till grund för en fördjupad riskbedömning av gruvområdet, hyttområdet samt Pråmån. Undersökningarna visade att källtermerna på land består av; a) varp vilken framförallt har förhöjda halter av antimon, arsenik, kadmium, kvicksilver, bly och zink b) slaggvarp som innehåller förhöjda halter och beroende på den avgasning som skett av sulfider samt att det är anrikad varp som processats så är antalet element med förhöjda halter fler; antimon, arsenik, barium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver, molybden, nickel, bly, tenn, vanadin och zink. c) aftersanden, som uppvisar förhöjda halter för antimon, arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver, bly och zink. d) även sedimenten i Pråmån kan betraktas som en källterm med förhöjda halter av bland annat kvicksilver, bly och zink. Läckaget av ovannämnda element sker för varpen huvudsakligen genom sulfidvittring, från aftersanden sker merparten av transporten troligen genom desorption liksom för slaggvarpen (även om lakningarna indikerade att en stor andel sulfider fortfarande finns kvar i slaggvarpen). Eftersom de huvudsakliga ingående sulfiderna i Sala inte är syraproducerande samt att karbonater är rikligt förekommande sker ingen försurning i området. Detta faktum förhindrar att transporten ut från området till någon större andel sker i löst fas. Den partikelburna transporten är enligt denna undersökning betydligt viktigare, den är dessutom av en mer lokal karaktär då partiklarna till stor del sedimenterar. Skaktester visade att utlakningen från avfallen i löst fas är att anse som liten och sekventiella lakningar att den adsorberade fasen är mycket viktigt liksom fastläggning till/i järnoxider.. Forts. nästa sida. Utfört av: Uppdragsledare: Erik Carlsson Handläggare: Henrik Eriksson, Björn Troëng, Fackområde, nyckelord: Gruvavfall, sulfidmalm, vittring, aftersand, metaller, sediment, huvudstudie Granskad av: Virpi Nõmtak Godkänd av uppdragsledaren: Upprättad: Reviderad: - Sign. 2 (442)

3 Uppdragsgivare: Uppdragsbeteckning: Envipro Miljöteknik Sala kommun Smedjegatan Luleå Uppdragsgivarens kontaktperson: Lisa Granström och Karin Samuelsson Rapporttitel: Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Sammanfattning: Telefon Telefax Org. nr Endast i varpen förekommer metaller till största delen i sulfidfasen, för slaggvarp och aftersand är andelen i sulfider generellt mycket liten. I slaggvarpen har sulfiderna oxiderats i hyttprocessen och aftersanden har troligen lakats vilket löst upp de ingående sulfiderna. Det höga ph-värdet (ca 7-8) i vatten inom undersökningsområdet innebär samtidigt att adsorberade element sitter tämligen stabilt eftersom surstötar effektivt motverkas (buffras) av de ingående karbonaterna.detta förhållande stöds av det vattenprov som togs ut både som filtrerat och ofiltrerat och där merparten av elementens halter kunde påvisas bundna i partiklar. Den huvudsakliga transporten från området av element ingående i förhöjda halter i avfallen bedöms ske med yt- och grundvatten. Transporterade element i Pråmån från området visade sig till stor del sedimentera innan det hinner transporteras till Ekeby damm, däremot får kvicksilver ett kontinuerligt påslag till Pråmån längs med flödessträckan från Sala Silvergruva till Ekeby damm. Även lokala delar med tillskott till massflödet identifierades för flera element. Detta understöder hypotesen att påverkan på masstransporten från Sala Silvergruva är av tämligen lokal karaktär. Spridning bedöms även kunna ske eoliskt (via vinderosion) för de finkornigare fraktionerna (kontaminerad ytjord samt aftersand inom industriområdet). Sedimenten i Pråmån har förhöjda halter av de element som påvisats i källtermerna. Något större massflödestillsott bedöms inte ske från sedimenten varken genom diffusion eller resuspension förutom för kvicksilver. I det fortsatta arbetet identifierades ett antal skyddsobjekt och deras exponeringsvägar inom de olika delområden som fastlagts utifrån avfallskarakteriseringen och avfallets utbredning. Platsspecifika riktvärden har sedan beräknats för varje exponeringsväg och delområde. Sammanfattningsvis visar jämförelserna att risker med framförallt ytjorden inom hyttområdet och sedimenten i Pråmån bedöms föreligga. Risk vid intag av jord kan inte uteslutas, möjligen kan även risker föreligga med massor längs Pråmåns kanter. Även risker vid intag av grönsaker som odlats inom området bedöms kunna föreligga. För varp och slaggvarp bedöms riskerna som klart mindre. Detta framförallt beroende på avfallstypernas fraktion (sten, block). En riskreduktion bedöms som nödvändig och motiverad främst för den kontaminerade ytjorden inom hyttområdet samt sedimenten i Pråmån. Utfört av: Uppdragsledare: Erik Carlsson Handläggare: Henrik Eriksson, Björn Troëng, Fackområde, nyckelord: Gruvavfall, sulfidmalm, vittring, aftersand, metaller, sediment, huvudstudie Granskad av: Virpi Nõmtak Godkänd av uppdragsledaren: Upprättad: Reviderad: - Sign. 3 (442)

4 Innehållsförteckning 1 INLEDNING SYFTE HISTORIK OCH TIDIGARE VERKSAMHET GRUVBRYTNINGSEPOKEN SAMMANFATTANDE HISTORIK ÖVER SALA SILVERGRUVA MALMEN KANALER KANALER INOM GRUVOMRÅDET MALMBEARBETNING VID SALA SILVERGRUVA INFRASTRUKTUR OVAN JORD NYA HYTTAN DEN MODERNA GRUVBRYTNINGSEPOKEN BRONÄSGRUVAN OCH TISTBROTTET OMRÅDESBESKRIVNING LOKALISERING TOPOGRAFI GEOLOGI Berggrund Jordarter HYDROLOGI GRUVAVFALLSPROBLEMATIKEN OXIDATION OCH VITTRING AV SULFIDER NEUTRALISERING AV SYRA BUFFRING NATURLIGA PROCESSER FÖR KONTROLL AV METALLSPRIDNING FASTLÄGGNING TIDIGARE MILJÖTEKNISKA UNDERSÖKNINGAR UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR METODBESKRIVNING INVENTERING OCH INMÄTNING AV AVFALLEN PROVTAGNING Gruvavfall exponerat i ytan Varp, avfall och mark Sediment Ytvatten Grundvatten ANALYSER Fasta prover Vattenprover SEKVENTIELLA LAKFÖRSÖK SYRA-BASRÄKNING SKAKFÖRSÖK RESULTAT INMÄTNING BERÄKNADE VOLYMER AV AVFALL GEOHYDROLOGISKA BEDÖMNINGAR INVENTERING AV AVFALLEN GEOKEMISKA UNDERSÖKNINGAR AV VARP, AVFALL OCH MARK Resultatsammanställning varp Resultatsammanställning slaggvarp Resultatsammanställning aftersand Avfall inom centrala gruvområdet och hyttan GEOKEMISKA UNDERSÖKNINGAR AV GRUNDVATTEN GEOKEMISKA UNDERSÖKNINGAR AV YTVATTEN (442)

5 8.8.2 Övriga ytvatten LAKFÖRSÖK Prover till sekventiell lakning och skakförsök Skakförsök SYRA-BASRÄKNING SAMMANFATTNING AV AVFALLENS GEOKEMISKA EGENSKAPER VARP AFTERSAND SLAGGVARP UTFYLLNADER INOM HYTTOMRÅDET MASSFLÖDEN MASSFLÖDEN I GRIESBACHS KANAL OCH PRÅMÅN MASSFLÖDE BERÄKNAT MED HJÄLP AV SKAKTESTER JÄMFÖRELSE MELLAN ÅRSTRANSPORT I GRUVVATTEN OCH GRIESBACHS KANAL BERÄKNAD MOBILISERING UTIFRÅN YTVATTENPROVER OCH AVFALLENS UTBREDNING REFERENSER BILAGOR KOORDINATER FÖR PROVTAGNINGSPUNKTER ANALYSPROTOLL FASTFASANALYSER ANALYSER PÅ VARP, SLAGGVARP, SEDIMENT, AFTERSAND, REFERENSPROVER MM ANALYSPROTOLL YTVATTEN ANALYSPROTOLL GRUNDVATTEN ANALYSPROTOLL SEKVENTIELLA LAKNINGAR ANALYSPROTOLL SKAKFÖRSÖK SCREENINGANALYSER AV FASTFAS (VARP) OCH YTVATTEN (PRÅMÅN) ABA-TESTER XRF-MÄTNING UNDER INVENTERING AV VARP OCH SLAGG SAMT PÅ UTTAGNA PROVER GRUNDVATTENNIVÅER I INSTALLERADE GRUNDVATTENRÖR SAMT GRUNDVATTENRÖRENS INSTALLATIONSDJUP UNDER MARKYTAN TABELL MED BESKRIVNING ÖVER FYLLNADSMATERIAL INOM SALA BLY, HYTTOMRÅDET OCH ANGRÄNSANDE OMRÅDEN BERÄKNAD MASSTRANSPORT I YTVATTEN RENRITADE KARTOR ÖVER SALA SILVERGRUVA 1874 SAMT CA LÄNGDPROFIL ÖVER SALA SILVERGRUVA (TORGSCHAKTET - DROTTNINGSCHAKTET - GUSTAV III:S SCHAKT - CARL XI:S SCHAKT), BERGSSTATENS KARTA SALA SILVERGRUVA ANTIKVARIATISK KONTROLL MED ANLEDNING AV MILJÖPROVTAGNING INOM SALA SILVERGRUVA (442)

6 1 Inledning Verksamheten vid Sala Silvergruva inleddes troligen redan under medeltiden och har varit vår enda silvergruva av rang i Sverige. Fram till andra hälften av 1800-talet utvanns silvret i hyttor belägna norr om Sala, det bly som fanns i silvermalmen var en viktig komponent för att erhålla ett gott utbyte av silver. På grund av stora blyförluster med rökgaser fick under en period om flera hundra år bly till och med tillsättas malmen innan rostningen för att inte silverförlusterna skulle bli så stora. Efter en utbyggnad av Pråmån kring skeppades malm på pråmar via kanalen till hyttområdet, Pråmån hade tidigare tjänat som avloppsdike för gruvvatten. Efter 1879 behandlades malmen i en ny hyttanläggning inom Sala Silvergruvas område och från slutet av 1880-talet användes lakning för att utvinna det kvarvarande silvret ur äldre processad after(sand) i det s.k. extraktionsverket inne på Sala Silvergruvas område. Figur 1 Salas placering i Västmanlands län, Sverige Gruvdriften vid Sala Silvergruva har genererat sulfidinnehållande avfall, främst i form av stora mängder ofyndigt gråberg (varp) som idag återfinns inom det f d verksamhetsområdet. När det sulfidinnehållande avfallet exponeras för luftens syre så börjar det vittra. Vittringen av sulfider i Sala ger troligen inte upphov till surt lakvatten (AMD = Acid Mine Drainage) eftersom de vanligast förekommande sulfiderna är blyglans och zinkblände vilka inte är syraproducerande vid vittring men dock mycket väl kan leda till förhöjda metallhalter i vatten och mark inom området. Syraproducerande sulfider förekommer dock i mindre utsträckning inom området. Vanligaste förekommande mineral i gråberget är dolomit men även skarnmineral samt talk och klorit förekommer regelmässigt. Dolomiten är ett kraftigt buffrande karbonatmineral och är orsaken till de neutrala ph-värden (ph 7-8) som uppmätts i områdets ytvatten och samt i pasta-ph på uttagna prover. 6 (442)

7 Sala kommun är huvudman för en miljöteknisk utredning av gruv- och hyttområdet vid Sala Silvergruva samt Pråmån med finansiering av Naturvårdsverket genom Länsstyrelsen i Västmanlands län. Arbetet är en del av det pågående projektet om Sala Silvergruva med närområde och syftar till att så småningom ta fram en huvudstudie enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual för att bedöma om efterbehandlingsåtgärder är nödvändiga och motiverade för hela eller delar av området. I projektet ingår både Sala kommun och Länsstyrelsen i Västmanlands län. Projektet finansieras av Naturvårdsverket. Gruv- och hyttområdet samt Pråmån är enligt MIFO-modellen placerade i riskklass 1, mycket stor risk. Sala kommun har sedan tidigare (2003) stått som huvudman för en miljöteknisk undersökning av Pråmån och hyttområdet. Även denna var finansierad av Naturvårdsverket. Länsstyrelsen har utrett ansvaret enligt miljöbalken för efterbehandling av gruv- och hyttområdet vid Sala Silvergruva samt Pråmån (2004). Sala kommuns projektledare och handläggare för förstudien har varit Lisa Granström och Karin Samuelsson. För genomförande av denna del av huvudstudien har Envipro Miljöteknik upphandlats. Uppdragsledare för genomförande har varit Erik Carlsson medan Henrik Eriksson fungerat som biträdande uppdragsledare och handläggare. Övrig engagerad personal har varit Björn Troëng (fälttekniker, GIS), Henrik Westman (fälttekniker) och Virpi Nõmtak (kvalitetsansvarig). Som underkonsult vad gäller borrning har Vägverket Konsult använts. Laboratorieanalyser och försök har utförts av Analytica och ALS Chemex. 2 Syfte Syftet med föreliggande utredning är att genomföra en del av en huvudstudie enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual utgåva 2 (Naturvårdsverket, 2006). Uppdraget genomförs i tre steg där del 1 omfattar: Undersökningar (provtagning, analyser och försök). Karaktärisering och avgränsning av föroreningarna i detalj. Fördjupad riskbedömning av gruvområdet, hyttområdet samt Pråmån. Föreliggande rapport behandlar ovanstående punkter. Del 2 innehåller framtagande av en handlingsplan/strategidokument rörande föroreningssituationen i Sala tätort och Del 0 består av en informationsinsats. 3 Historik och tidigare verksamhet På grund av den omfattande och ganska breda verksamhet som skett inom Sala Silvergruvas område sker presentationen av områdeshistoriken uppdelad i verksamhetsdelar. I denna historik kommer en del faktauppgifter att presenteras/upprepas i flera kapitel där så anses nödvändigt för att en bra förståelse över förändringar i områdesanvändning och produktionsmetoder lättare skall erhållas. För att underlätta för läsaren har en schematisk översiktskarta tagits fram som redovisar olika namns och områdens placering inom Sala Silvergruva. Denna översiktskarta över området återfinns som Figur 2. Som Figur 3 återfinns en gruvkarta över Sala Silvergruva med beteckningar. Gruvkartan är baserad på ett underlag från 1724 och syftet med denna karta är att underlätta förståelsen av gruvbrytningshistoriken. En del schakt som finns inom området idag är inte med på denna, bl. a. återfinns inte Gustav III:s schakt eftersom detta inte ännu är påbörjat vid denna tid och Carl XI:s schakt är bara delvis färdigställt. 7 (442)

8 Figur 2 Förenklad översiktskarta över Sala Silvergruva med namn- och områdesbeteckningar. Även synliga varputfyllnader inom området är utmärkta. Se bilaga 12 för mer detaljerade översiktkartor. Figur 3 Förenklad gruvkarta över Sala Silvergruva från Herr Stens botten ligger bakom Torgschaktet och Latortsschaktet. Se bilaga 14 för en mer detaljerad längdprofil genom Sala Silvergruva. 8 (442)

9 3.1 Gruvbrytningsepoken Sammanfattande historik över Sala Silvergruva I Tegengren (1924) finns en längre sammanfattning över historiken kring Sala gruva, om inte annat påtalas i den följande texten i detta kapitel kommer uppgiften från Tegengren (1924). Vissa delar av denna historik kommer att presenteras mer utförligt i de följande avsnitten, exempelvis de industriella processer, förutom själva gruvan, som pågått inne på området. Dessa verksamheter dvs. byggandet Nya hyttan och införandet av lakning av after är från den senare hälften av 1800-talet. Industriella aktiviteter i form av bergshantering, skrädning och bokning förekom givetvis redan långt tidigare inom området. Översiktligt beskrivs därför även den äldre gruvhanteringen inom området. Denna beskrivning blir på grund av den långa tid som bergshantering pågått trots allt relativt omfattande. Den hantering som skett under den tidiga epoken innan anläggandet av hyttområdet och som kan tänkas ha påverkat området mest är avbördandet av gruvvatten (vilket kan ha kontaminerat Pråmån samt Ekeby damm) samt upplagrandet av varp (vilket kan ha lett till förhöjda metallhalter i mark, ytvatten samt grundvatten). På 1820-talet byggdes även bok- och vaskverk inom nuvarande hyttområdet. Dessa revs då anrikningsverket uppfördes under slutet av 1870-talet. Dokumenterat finns att Sala Silvergruva började bearbetas i större omfattning år 1512 eftersom bergsprivilegier utdelades detta år. I dessa privilegier säges också uttryckligen att silverberget är funnet i thenne näst forledne aar och detta torde då gälla för själva huvudmalmsstrecket. Silverbrytning i mindre omfattning hade troligen redan tidigare förekommit. Sala Silvergruva har varit vår enda silvergruva av någon nämnvärd betydelse i historisk samt relativt modern tid (Magnusson 1970) Brytningen påbörjades i huvudsak i den så kallade Herr Stens botten vilken redan inom ett årtionde var utsatt för ras, malmtillgången var i avtagande samtidig som hyttverksamheten var misskött. Under Gustav Vasas första regeringsår omtalas Sala Silvergruva som så förfallen att konungen var starkt benägen att överge den. Så blev dock inte fallet, Gustav Vasa lyckades rycka upp den slumrande verksamheten och organisera verksamheten mönstergillt och så småningom blev det en verklig skattkammare för riket (Tegengren 1924). Efterhand utvidgades bergsbruket och år 1530 togs Sandrymningen upp (Figur 3). Organisationen förbättrades under denna tid och såväl tyska bergsmän som metallurger engagerades för att förbättra de använda metoderna vid brytning och förädling av malmen. Bok- och vaskverk uppfördes, nya smältmetoder prövades. Redan under denna tid genomvaskades äldre tiders varp- och s.k. afterhögar och kvarvarande silver tillgodogjordes. Under 1550-talet försämrades återigen tillståndet för Sala Silvergruva på grund av minskad malmtillgång samt ett i Sandrymningen betydande ras år Vattnet började även ta överhanden i Herr Stens Botten eftersom man hade problem med länshållningen. Under början av 1560-talet upptogs Kungsrymningen samt det som kallades Storgruvan ända in i modern tid. Den 18 september samt den 5 november 1571 rasade en del av taket i Herr Stens Botten in jämte överliggande varphögar och år 1576 rasade en del av botten i Sandrymningen ned i nämnda gruva. De återkommande rasen försämrade möjligheterna att bedriva effektiv brytning och under 1570-talet försökte man genom Kungs- och Fläskrymningen komma åt djupare malmfyndigheter. Några förbättringar inträffade dock inte utan malmproduktionen kunde enbart vidmakthållas på den tidigare nivån. År 1593 genomfördes systematiska provtagningar för att fastställa malmens verkliga silverhalt och härigenom kunde man konstatera vilka oerhörda förluster man hade vid smältningen. År 1593 utnämndes en erfaren tysk till bergmästare vid Salberget och två år senare tillsattes även en proberare. De tidigare använda hästvindarna 1 ersattes av en vattenkonst 2, vilken år 1597 omtalas som åtminstone delvis färdig. För att förse denna vattenkonst med nödvändigt driftsvatten uppfördes dammbyggnader vilka efterhand utvidgades. Sålunda uppdämdes 1604 två mindre sjöar, nämligen 1 Hästvind är hästdrivna vattenuppfordringsverk 2 Vattendrivet uppfordringsverk för gruvvatten 9 (442)

10 Mygge- och Myresjöarna belägna i Väster Färnebo respektive Möklinta socknar. Dessa tömde båda sitt vatten i Silvköparen. Silvköparen var en av de större dammsjöarna vid Sala. Något senare uppfördes troligen ett nytt bok- och vaskverk vid Ekeby. Vattenkonsten som uppfördes under 1590-talet omtalas redan 1606 som förfallen. Möjligen beror detta på att den påverkats av de i de öppna stötarna ofta förekommande rasen. Samma år utnämndes dock en ny konstmästare vilken hade i uppdrag att sätta konstbyggnaden i fullt stånd. Den nya vattenkonsten togs i bruk 1610 och hade en kapacitet om 280 m 3 per dygn. Arbetet under denna tid bedrevs i huvudsak i Storgruvan, Trapprymningen samt Nya schaktet vilket var en ny rymning inom samma område. Ytterligare en gång påpekas i Tegengren (1924) att gammal gråbergsvarp och slaggvarp användes för att utvinna ytterligare silver och utvanns ur dessa 15 kg silver. År 1612 inträffade ett nytt ras i Herr Stens Botten vilket sönderslog uppfordringsverken 3 och för lång tid gjorde gruvan otillgänglig. För att vidmakthålla produktionen då tillgängligheten i de stora gruvorna var begränsad fortsatte man att utvinna silver ur de befintliga after 4 - och slagghögarna. Det förfallna bokverksstället vid Ekeby liksom andra sådana reparerades och uppläts till rotekarlarnas fria förfogande. Om en ny vattenkonst beslutades 1613 men på grund av bland annat brist på arbetskraft kunde inte detta projekt genomföras. År 1622 påbörjade man anläggningen av Makalösschaktet i ändamål att finna malmen på djupare nivåer och två år senare började man att driva det redan påbörjade Knektschaktet, avsett att erbjuda en tryggad väg för vattenkonsten. På östra sidan om Herr Stens Botten sökte man att genom Trapprymningsschaktet, som påbörjades 1631, komma åt den malm som man sedermera bröt i Trapprymningen. Genom utnämningen av Georg Grissbach 1630 till Bergmästare i Sala, framtogs en regelrätt brytningsplan och avsänkningen av schakten pådrevs, så att Knektschaktet på nivån 148 m erhöll förbindelse med Sandrymningen. Härigenom blev man i stånd att anbringa konstkraften på flera ställen och därigenom kunde man bättre hålla gruvorna fria från vatten, så att ett flertal tidigare vattenfyllda gruvrum återigen blev tillgängliga för brytning. Följderna av äldre tiders vårdslösa och bitvis planlösa brytning gjorde sig dock fortfarande påminda. Efter några mindre ras i Herr Stens Botten inträffade 1646 en betydande olycka i Sandrymningen då hela dess tak med därpå belägna byggnader, vindar och varphögar störtade in och fyllde denna gruva samt delvis även Kungsrymningarna. Man hade vid denna tid påbörjat anläggningen av förbindelseleder från det nyanlagda Makalösschaktet till Kungsrymningarna, och genom att forcera dessa brytningar kunde man snart återuppta verksamheten i Kungsrymningarna. Genom de ovan beskrivna rasen blev man dock utestängd från fyndighetens sydöstra delar och malmförråden i de befintliga gruvrummen var synnerligen begränsade. Makalösschaktets nära grannskap med de förstörda Kungsrymningarna gjorde detsamma opålitligt och man valde därför att nordväst om gruvorna (i malmens stupningsriktning mot djupet) anlägga ännu ett schakt: Drottningsschaktet, vilket påbörjades Dessutom avsänktes fortfarande Makalösschaktet vilket nu var gruvans enda öppning och genom detta nåddes år 1658, på 192 m djup, Storgruvans rika malmfall. Två år senare blev också Drottningsschaktet (Drottning Christinas schakt) färdigt och kort därefter fullbordades dess genomslag med arbetsrummen på 189 m djup. Under denna period insåg man också att de rika malmfallen som påträffats i Storgruvan en dag måste ta slut, och man insåg därför att det var av största vikt att längre mot norr, på djupare nivåer, söka efter mera uthålliga malmfall. Redan år 1670 börjades därför 267 m nordväst om Drottningsschaktet efter omsorgsfull planläggning ett nytt schakt, Karl XI:s schakt. Tre år senare inställdes dock tillsvidare 3 Uppfordringsverk benämdes den konstruktion som skötte om malmtransporten från gruvan till dagen 4 After kallades på denna tid den finfördelade produkt som producerades i bokverken 10 (442)

11 avsänkandet av detta schakt för att man med större fart skulle kunna bedriva arbetet på nya spelhussänkningar och vattenledningar, vilka jämte de nya spelen nådde sin fullbordan under år Även under denna period var man tvungen att införskaffa bly till smältverken eftersom smältprocessen fortfarande var så primitiv och ineffektiv att en så stor procent av blyet gick förlorad vid rostningen att vid den efterföljande smältningen måste bly tillsättas för att hålla silverutbytet uppe. Arbetena på det ovannämnda Karlsschaktet återupptogs år 1698 och fortsatte till år 1709 då schaktets botten på något mer än 114 m träffade en så ymnigt vattenförande släppa att arbetets vidare bedrivande ansågs förbundet med allt för stora kostnader. Eftersom malmfallen under denna period hade blivit mindre givande började man år 1695 därför med att avsänka Latortsschaktet bredvid Herr Stens Botten för att kunna bryta malmen som fanns i Trapprymningens djupare belägna delar. Arbetet härpå fortgick till 1712, då ett ytterligare ras i östra väggen av sistnämnda stöt förstörde vinden 5 och stängde schaktet med stora bergsskutor. Även från Juthyllsgruvan blev man genom ett ras år 1703 avstängd även om man här jämförelsevis snart åter lyckades komma åt de igenrasade arbetsrummen. År 1725 återupptogs arbetet med Torgschaktets avsänkning, och vid detta arbete kom sprängning med krut till användning. Omfattande planmässiga arbeten påbörjades vid denna tid och fortsatte in till mitten av 1700-talet. Nya malmtillgångar eftersöktes på de övre nivåerna i Drottningsschaktets närhet men samtidigt arbetade man med att förbereda för gruvans fortsättning mot djupet. Ej obetydliga malmer påträffades vid denna tid i Ulrika Eleonoras gruva. De viktigaste upptäckterna var dock av malmer i den s.k. Halvvägstrakten (85-90 m avvägning), där efter ihärdiga undersökningsarbeten stora förråd av silverrik malm påträffades omkring Trots dessa vidlyftiga arbeten på högre nivåer hade man dock inte försummat planläggning och drivning av arbetet i de djupare nivåerna. Dessa hade samtidigt gjorts tillgängliga för brytning genom att man försett Karlsschaktet med ny vattenkonst och nya uppfordringsspel och genom dessa arbeten hade förberedelser för schaktets vidare avsänkning vidtagits. Under denna tid inrättades också ett after- och sovre 6 bruk omkring år Sovrebruket tillgodogjorde både slaggvarp, after och gammal gråbergsvarp. Under den andra hälften av 1700-talet övergav man dock de kostsamma planera på djupare brytning och man förlitade sig i fortsättningen till de s.k. Halvvägsmalmernas outtömlighet. Under 1780-talet hade även Torgsschaktsgruvan tagits under arbete. Mot sekelslutet började dock Halvvägsmalmerna att tryta och man såg sig tvingad att återuppta avsänkningen av Karlsschaktet. Några mer omfattande tillredningsarbeten på djupare nivåer kom dock inte till stånd utan man nöjde sig i huvudsak med en efterskörd i gamla arbetsrum. Då de tillgängliga malmförråden i början av 1800-talet börjat sina, tvangs man att på allvar återuppta avsänkningen av Karlsschaktet. Detta arbete, påbörjat 1808, avslutades först vid 1800-talets mitt men ledde dock inte till upptäckten av några mer betydande fyndigheter. (Kommentar från Tegengren eftersom det inte drevs tillräckligt djupt ). Anläggandet av Greve Bielkes stoll, som påbörjades 1784 och efter en viloperiod under åren sedan åter fortsattes är ett av de största undersökningsarbetena som bedrivits vid Salberget. Stollen avsåg att avleda vattnet från gruvor norr och nordost om Storgruvan samt i övrigt undersöka dessa områden. Under större delen av 1800-talet inskränkte sig arbetet till att tillvarata i äldre tider kvarlämnade malmpartier av vilka en del dock var synnerligen rikt givande (ex vis Spiranfyndigheten i taket av första etagen samt en del rika malmer under första botten). 5 Uppfordringsverk för malm 6 Sovrebruk var ett sorts skrädhus 11 (442)

12 Figur 4 Sala Silvergruva år 1874, karta modifierad från kopia av original. Se bilaga för en större version. Åren byggdes ett nytt våtanrikningsverk (Figur 5) för den fattigare malmens tillgodogörande vid Sala Silvergruvas område och under början av 1880-talet utarbetades av bröderna Heberle en variant av den s.k. Russellprocessen för urlakning av kvarvarande silver i de gamla aftrarna. Lakningen skedde i det så kallade Extraktionsverket (Figur 2 och Figur 5) i närheten av Drottning Christinas schakt. Figur 5 Sala Silvergruva ca , karta modifierad från Tegengren Se bilaga för en större version. År 1890 såldes gruvan och det för driften nödvändiga området i anslutning till gruvan till Sala Silververk AB som istället för den gamla hyttan nordost om staden byggde ett nytt smältverk m.fl. 12 (442)

13 inrättningar inne på gruvområdet. Arbetet gick dock med förlust varför gruvan år 1894 åter bytte ägare, i det att det övertogs av Aktiebolaget Salberget som i sin tur sålde det till Aktiebolaget Sala Zink år Detta företag avsåg att i huvudsak utvinna zink ur den zinkmalm som påträffats varför anrikningsverket byggdes om för framställning av zinkslig 7. Av den erhållna zinksligen hade man för avsikt att i första hand tillverka zinkvitt (zinkoxid) enligt en av Gustav de Laval utarbetad metod, den s.k. cyklonprocessen. År 1909 tvingades dock företaget träda i likvidation efter att det förbrukat hela sitt kapital på experiment. Sala Zinks egendomar övertogs därefter av ett nytt bolag som hade förhoppningen om att åtminstone med framgång kunna framställa zinkoxid. Även dessa planer strandade emellertid och driften nedlades helt och hållet Hyttanläggningen som togs över av A.-B. Svenska Metallverken drevs dock vidare för smältning av malm från andra svenska gruvor. Under perioden fram till det att våtanrikningsverket byggdes kring 1880 skedde all silverframställning i hyttområden utanför gruvområdet. Malmen transporterades till en början på hästforor till hyttorna som fanns i närområdet. Senare skedde transporterna till det centraliserade hyttområdet norr om Sala stad. Malmen processades där genom nedsmältning till en blymassa och efter att blyet avgått i gasform fick man slutligen en silverkaka kvar. En mer detaljerad beskrivning av denna process finns i Tegengren (1924). Allt bly gick med denna metod förlorad. Det var först på 1600-talet som man började man använda sig av murade smältugnar i Sala. Till en början var de endast några decimeter höga men så småningom växte de med en eller annan decimeter. Fortfarande i slutet av seklet var de dock bara ca 0,75 m höga. Vid denna tid rostades den rikare stuffmalmen och skärstenen 8 i öppna rostgropar och sligen i kalcinerugnar under 24 timmar. Smältningen skedde sedan med en tillsats av bly eftersom blyet till största delen försvann i rökgaserna under rostningen. Huvudanledningen till att denna blytillsats krävdes var att då enbart mycket silverrika stuffmalmer och sliger tillgodogjordes i Sala Silvergruva blev silverhalten relativt blyhalten synnerligen hög med motsvarande hög silveravgång i rökgaserna om inte ytterligare bly tillsattes. På 1770-talet ökades smältugnarnas höjd till 5 ½ fot (1,5 m) varigenom blyförlusterna nedbringades så pass att blyinköpen väsentligt kunde minskas. Det var dock först sedan s.k. högugnar med en höjd av 16 alnar (3,6 m) införts 1787 som ett effektivt tillvaratagande av blyhalten kunde genomföras. Genom denna teknikutveckling samt kalcineringens 9 borttagande för det silverrikaste smältgodset erhölls en betydlig besparing av ved och kol. Ytterligare en fördel var att Salberget nu kunde tillvarata och sälja bly istället för att köpa. Under samma period genomfördes ytterligare viktiga reformer som avskaffandet av den starka rostningen 10 av stuffmalm och slig. Detta var möjligt tack vare att dessa genom omsorgsfullare skrädning och vaskning befriades från svavelkis och zinkblände. Drivningsprocessen hade redan 1747 börjat verkställas i välvd dragugn, varigenom även i denna process en betydande vedbesparing uppnåddes. De metallurgiska metoderna var under lång tid i huvudsak oförändrade. I fråga om behandlingen av det fattigare malmgodset gjordes däremot under 1880-talet betydande framsteg. Efter försök med rostning i C.A. Stetefeldts 11 ugn övergick man år 1883 till att med klorkalk 12 oxidera och klorera blyoch silverkoncentrat men eftersom priset på klorkalk vid denna tid genomgick en stark prisstegring måste denna metod ersättas med en billigare variant. Försöken med klorerande rostning, denna gång i roterande cylindriska ugnar återupptogs därför men måste efter en kortare tid avbrytas då den rostade 7 Slig är en benämning på ett malmkoncentrat efter anrikning i ett vask- eller anrikningsverk 8 Skärsten = rostmalm som koncentrationssmälts och därvid bildar skärsten samt slagg 9 Kalcinering = bränning eller upphettning av ett material för att avlägsna flyktiga beståndsdelar eller förändra kristallstrukturen 10 Rostning = snabb upphettning av malm för att avlägsna oönskade ämnen med rökgaserna ex vis svavel som försvårar fortsatt anrikning 11 Denna ugn användes för att rosta silvermalm innan amalgamisering eller lakning och var en typ av schaktugn. Syftet med rostning är att oxidera sulfid till oxider samt eventuellt klorera dessa så att de blir lättlösliga i vatten eller den i det aktuella fallet använda lakvätskan. I ugnen lassas finmald malm/koncentrat i toppen av ugnen och denna tillåts falla under kontrollerade former genom det vertikala schaktet i vilket en flamma brinner. Flamman gör att malmen oxideras av omgivningstemperaturen och sulfiderna omvandlas till oxider. Inuti ugnen kunde finnas lutande skivor vilket gjorde att malmen under kontrollerade former gled från ett plan till ett annat. 12 Klorkalk = en blandning av klorkalcium och kalciumhypoklorit (Ca(OCl) 2 ) med överskott av kalkhydrat eller basiskt kalciumhypoklorit (Ca (OH, OCl)) som erhålles genom inverkan av klorgas på släckt kalk. 13 (442)

14 aftern innehöll för mycket kalciumhydrat. Denna kalciumhydrat orsakade att det klorerade silvret fälldes ut i extraktionskaren och silverutbytet blev därför lågt. Rostningsförsöken släpptes nu definitivt och man övergick istället till klorationsmetoden den våta vägen. En tillfredsställande metod utarbetades av bröderna A. och W. Heberle som bestod av att aftern behandlades med en varm lösning av kopparsulfat varefter silvret utlöstes med natriumtiosulfat. Det verkliga kemiska reaktionsförloppet klarlades sedermera av Russell 13 som visade att genom blandning av kopparsalt och natriumtiosulfat bildas ett dubbelsalt som löser nästan alla kända silverföreningar. Den kloridiserande rostningen gick troligen till på så sätt (Encyclopedia Britannica, 1911) att ett salt (vanligen saltsyra, HCl) tillsätts vilket över går till gasfas under rostningen. Av sulfiderna i malmen produceras därigenom SO 3 (svaveltrioxid) samt ånga (H 2 O). Saltsyran och svaveltrioxiden bildar då natriumsulfat, svaveldioxid samt klorid (Formel 1). 2NaCl SO Na SO SO Cl Formel I närvaro av vattenånga bildas dock förutom natriumsulfat även saltsyra (Formel 2). Formel NaCl SO H O Na SO 2HCl Eftersom vattenånga alltid bildas kommer därför en viss mängd saltsyra alltid att bildas tillsammans med klorid i denna process och i normalfallet sker en 90 % kloridisering av silvret. En viss förlust sker alltså vid denna process. Angående rostning i roterande cylindriska ugnar beskrivs även en sådan process i Encyclopedia Britannica (1911) och kallas där för Freibergprocessen. Den går till på så sätt att den malda malmen rostas tillsammans med ett salt vilket leder till att sulfiden ombildas till en klorid. Den kloridiserade malmen placeras därefter tillsammans med bestämda kvantiteter vatten, järnskrot (elementärt järn) och kvicksilver i tunnor vilka bringas i rotation så att de olika ingredienserna omblandas väl. Saltet i lösningen som bildas leder till upplösning av en mindre mängd av det kloridiserade silvret. Detta silver reduceras sedan snabbt av det tillsatta järnskrotet till sitt metalliska tillstånd. Upplösningen och utfällningen är kontinuerlig och den producerade silvermetallen bildar tillsammans med kvicksilver därefter ett halvflytande amalgam. Amalgamet pressas sedan i linnedukar för att minimera uttaget av eventuellt kvarvarande relativt silverfritt kvicksilver (vilket återanvänds i processen) och det kvarvarande amalgamet destilleras i järnretortrar. Metoden utvecklades i Freiberg, Sachsen. Russelprocessen (i den patenterade varianten) bestod av att malmen krossades (inte allt för finkornigt), generellt rostades malmen (men inte i Sala) för att den skulle kloridiseras. Normalt sett var lakbehållarna cirkulära trätankar med en diameter om ca fot i diameter (4,9-6,1 m) och 8-9 fot djup (2,4-2,75 m) om den lakade malmen tas ut som en slurry. Om malmen istället togs bort med en spade var tankarna ca 5 fot (1,5 m) djupa. Tankarna har en falsk botten klädd med duk. Den kloridiserade malmen hälls i trätanken och sköljs med vatten (i vilket svavelsyra eller kopparsulfat har blandats) för att eventuella lösbara salter skall gå i lösning. Dessa salter skulle annars eventuellt kunna fällas ut med silvret (i form av basmetallklorider) eller leda till en för hög läkvätskekoncentration (i form av NaCl eller NaSO 4 ) eller påverka lösningens lakegenskaper (NaSO 4 ). Tunnan fylls med vatten uppifrån eller nedifrån. Det genomströmmande vattenflödet är sedan reglerat så att malmen är täckt med vatten. Eventuellt silver som löses upp i denna behandling tas omhand i en separat process eftersom det genomströmmande tvättvattnet samlades upp. Efter det att tvättvätskan har dränerat av är malmen färdig för silverlakningen. Detta är en lösning innehållande ett dubbelsalt (i Russellprocessen 4Na 2 S 2 O 3,3 Cu 2 S 2 O 3 och 8Na 2 S 2 O 3,3 Cu 3 S 2 O 3 ) samt natriumhyposulfit. Det fanns redan innan Russellprocessens framtagande andra processer ( ex vis Pateraprocessen) som enbart använde sig av upp till 2 % natriumhyposulfit 14 som lakvätska. Fördelen med Russellprocessen var att den förutom att 13 Edward Hubbard Russell, utbildad metallurg vid Sheffield Metallurgical School utvecklade under åren 1880 till 1889 ett flertal patent rörande separering av metaller ur malm och metallurgiska material, våtkemisk lakning av malm, rening av hyposulfiter samt rening av pottaska. Patenten rörande dessa processer har US Patent Nr , , , , , Partner i The Russell Process Company tillsammans med C.A. Stetefeldt vilket var ett företag som licensierade processtekniska metoder. 14 Hyposulfit = äldre beteckning för tiosulfater som grupp 14 (442)

15 laka ut silverarsenat och silverantimoniater (vilket även de tidigare processerna gjorde) även löste upp metalliskt silver och silversulfider. Efter det att silvret i den lakade malmen lösts upp genom att lakvätskan perkolerat igenom denna så tillsätts ytterligare ett sköljvatten. Silverlösningen som erhålls samlas upp i ytterligare en tunna och natriumkarbonat tillsätts därefter för att fälla blyet. Efter att blyet fällts tillsätts natriumsulfid vilket fäller silvret som en svart fällning ovanpå blyfällningen. Silversulfiden som bildas håller ca 50 % silverhalt. Om även natriumkopparhyposulfit används som lösningsmedel fälls även kopparsulfid ut tillsammans med silversulfiden och silverutfällningen kommer i detta fall att hålla en lägre silverhalt. Det förekom att silvret fälldes med natriumsulfid och att man därefter tillsatte kalciumpolysulfid för att förhindra ackumulationen av natriumsulfat (genom att kalciumsulfat övermättas och fälls ut). Den utfällda silver(koppar)sulfiden filtrerades, torkades och transporterades till silverhyttan för vidare anrikning. Lakvätskan kunde sedan återanvändas i processen. Lakningen i Russellprocessen hade många fördelar över amalgamisering, den tillät en grövre krossning och malning av malmen, anläggningens investeringskostnad var lägre, energiåtgången var nominell, kemikaliekostnaden var lägre än för kvicksilver, mindre vatten åtgick och utbytet var ofta högre eftersom silverarsenater och antimoniater är lakbara i Russellprocessen medan de exempelvis inte kan amalgamiseras. 15 (442)

16 Tabell 1Viktiga årtal för Sala Silvergruva (i huvudsak baserat på information i Tegengren 1924). Årtal 1512 ca 1512 ca ca ca ca Ca ca ca ca 1750 ca 1760 ca ca ca ca ca Händelse Bergsprivilegier utdelas för Sala Silvergruva Herr Stens Botten påbörjas Ras sker i Herr Stens Botten Sandrymningen tas upp Bok- och vaskverk uppförs Betydande ras i Sandrymningen, vatten på väg att ta överhanden i Herr Stens Botten Kungsrymningen samt Storgruvan påbörjas En del av taket samt överliggande varphögar på Herr Stens Botten rasar in En del av Sandrymningen rasar in "Kungs- och Fläskrymningen" påbörjas för att komma åt djupare malmkroppar Systematiska provtagningar genomförs för att utröna malmens verkliga silverhalt Första vattenkonsten är delvis färdig och dammbyggnader är påbörjade för att säkra vattentillgången Uppdämning av två mindre sjöar sker Bok- och vaskverk uppförs vid Ekeby Vattenkonsten uppförd på 1590-talet är förfallen Arbetet bedrivs i huvudsak i Storgruvan, Trapprymningen och Nya Schaktet Ny vattenkonst tas i bruk 15 kg silver utvinns av gammal gråbergsvarp samt slaggvarp Nytt ras i Herr Stens Botten förstör uppfordringsverken och gör gruvan oåtkomlig för längre tid Beslut om ny vattenkonst Påbörjande av Makalösschaktet Intensifierat drivande av Knektschaktet för att erbjuda en tryggad väg för vattenkonsten Påbörjande av trapprymningsschaktet Utnämning av Georg Grissbach till Bergmästare i Sala, under denna togs en regelrätt brytningsplan fram Sandrymningens tak, varphögar samt byggnader och vindar rasar in samt delvis även i Kungsrymningen Förbindelseleder från Makalösschaktet till Kungsrymningen påbörjas Drottningsschaktet påbörjas och avsänkningen av Makalösschaktet fortsätter Makalösschaktet når 192 m och där påträffas Storgruvans rika malmfall Drottningsschaket står klart och dess genombrott med arbetsrummen sker på 189 m Karl XI:s Schakt påbörjas Avsänkningen av Karl XI:s schakt inställs för att intensifiera färdigställandet med spelhussänkningarna och vattenledningarna Latortsschaktet påbörjas Spelhussänkningarna och vattenledningarna fullbordas, arbetet med Karlsschaktet återupptas På något mer än 114 m påträffas en stor vattensläppa i Karlsschaktet och arbetet inställs Ett ras avstänger Juthyllsgruvan Ett ras i östra väggen av Herr Stens Botten förstörde vinden och stängde latortsschaktet med stora bergsskutor Torgsschaktets fortsatta avsänkning fortsätts, krut kommer till användning för första gången Ett after- och sovrebruk inrättas, sovrebruket tillgodogjprde slaggvarpen, aftern och den gamla gråbergsvarpen Halvvägsmalmerna (ca m avvägning) påträffas, Karlsschaktet förses med en ny vattenkonst och nytt uppfordringsspel Torgsschaktsgruvan har tagits under arbete Greve Bielkes stoll påbörjas Halvvägsmalmerna börjar tryta Arbetet med Greve Bielkes stoll inställs Arbetet med Karlsschaktet tas upp på nytt Arbetet med Greve Bielkes stoll tas upp på nytt Våtanrikningsverket byggs Försöken med rostning i Stetefeldts ugen överges och klorkalk används för att oxidera och klorera blyoch silverhalten Försöken med klorkalk överges eftersom priset för klorkalk ökar kraftigt Klorerande rostning i roterande ugnar försöks (ev. var detta Freibergprocessen) men överges eftersom Klorering den våta vägen av aftern påbörjas Gruvan säljs till "Sala Silververk AB", nytt smältverk mm byggs på gruvområdet Gruvan säljs till "Aktiebolaget Salberget" Gruvan säljs till "Sala Zink" "Sala Zink" går i likvidation, nytt bolag tar över driften men även detta strandade och driften nedlades helt 1911 "A.-B. Svenska Metallverken" fortsätter att driva hyttanläggningen med malm från andra svenska gruvor 16 (442)

17 3.2 Malmen Angående de malmer som brutits i Sala Silvergruva säger Tegengren (1924) att zinkmalmerna inte är skarpt avskiljda från blymalmerna utan visar gradvisa övergångar. Zinkmalmerna innehåller alltid något blyglans samtidigt som blyglansen alltid innehåller något zinkblände. De brutna zinkmalmerna har uteslutande lämnat anrikningsmalm innehållande ca 12 % Zn och 1-2 % Pb. Zinkbländet innehåller ca g silver per ton. Zinkmalmer förekommer inte bara i ytligare brytningsrum utan även på djupare nivåer. Blyglansen i Sala är enligt Tegengren den silverrikaste i världen. Ända till senare tid trodde man att silvret förekom som en isomorf beståndsdel i blyglansen, samt att de obetydliga mängder av andra silvermineral som iakttagits var mineralogiska sällsyntheter som spelade en mycket liten praktisk roll. Det var först sedan Russellprocessen börjat tillämpas som man fann att en ganska stor del av silverhalten kunde utlösas ur aftrarna under det att blyhalten förblev orörd och man kom därför fram till att silvret därför åtminstone delvis måste vara oberoende av blyglansen. I samma riktning hade sedan gammalt det dåliga silverutbytet vid våtanrikning av blyglansmalmen talat men man hade i tidigare undersökningar inte funnit någon tillfredsställande förklaring till detta faktum. År 1900 påvisade slutligen Hj. Sjögren att endast hälften till två tredjedelar av Salamalmens silverhalt ingår i silverhaltig blyglans medan återstoden uppträder oberoende av blyglansen och då huvudsakligen som silverglans. Såsom tidigare nämnts hade man i äldre tider uppmärksammat en brunaktig, särskilt silverrik malm kallad kofring vars mineralogiska sammansättning är okänd. Denna malm förekom i åtskilliga gruvrum på högre nivåer, exempelvis i norra delen av Herr Stens Botten i arbetsrummet Sundet. På 1700-talet framställdes en förmodan om att denna malm innehållit ex vis argentit 15 eller rotgülderz. Fynd av gediget silver i Sala Silvergruva omtalas redan Magnusson (1973) framställer hypotesen att denna kofring kunde vara sekundärt anrikad proustit 16 Kvicksilver påträffades i form av amalgam redan 1660 och sedermera på 1700-talet även i gedigen form samt som cinnober 17 och har visat sig vara en tämligen konstant beståndsdel i Salamalmen, åtminstone på högre nivåer. Den after som bearbetades med Russellprocessen gav ett utbyte av 0,0005 % kvicksilver. Enligt Tegengren nämner även Hj. Sjögren att afterns kvicksilverhalt ursprungligen varit betydligt högre då de lerlager på vilka afterhögarna vilat ställvis visat sig vara impregnerade med kvicksilver, kvicksilver har därför lakats ut ur varpen och sjunkit ner och stannat i leran. År 1908 befanns zinkmalm från Penninggruvan hålla åtminstone 0,01 % Hg. Kvicksilvermineralen har företrädesvis påträffats i den s.k. Torgschaktsavdelningen mellan 50 och 100 m djup, t.ex. i Juthyllsgruvan och Fågelburen. Å andra sidan utmärks Salamalmerna av en anmärkningsvärd frånvaro av guld. Om de först brutna malmerna varit guldhaltiga kan givetvis inte avgöras men på 1890-talet togs 41 stycken generalprov ut från olika gruvrum och av dessa gav endast ett prov en bestämbar guldhalt (3,2 g per ton). Att dock en mycket låg halt av guld förekommer i Sala Silvergruva framgår av det faktum att något guld utvunnits vid cyanidisering av aftern (Tegengren 1924). Bland övriga mineral som påträffats i Sala gruva kan följande uppräknas: antimon, dels gediget, dels ingående i åtminstone sulfantimonaten geokronit (Pb 2 Sb 2 S 8 ) och boulangerit (Pb 5 Sb 4 S 11 ). Antimon har påträffats i Karl XI:s schakt samt i Torgschaktsavdelningen och Marknadsgruvan. Arsenikkis uppträder på ett flertal ställen. Kopparkis förekommer i själva Sala gruva ganska sparsamt och påträffas då tillsammans med andra sulfidmineral. Kopparkis har däremot bildat huvudmalmen i Pers koppargruva vilket är beläget i närheten av Sala Silvergruva. Magnetit bör ha varit relativt sällsynt, svavelkis och magnetkis däremot som allmänt (men knappast som rikligt) förekommande inom själva huvudmalmfältet. I omgivningarna till Sala Silvergruva har däremot alla tre mineralen uppträtt samlade i smärre fyndigheter. 15 Argentit (Ag 2 S) skulle idag betecknas akantit (Ag 2 S) eftersom argentit ombildas till akantit vid temperaturer under 177 C. 16 Ag 3 AsS 3 17 HgS 17 (442)

18 Det bör vara så att silvermalmerna i stort sett avtagit i rikhet mot djupet eftersom man vet att det att ur de övre arbetsrummen proportionellt sett tagits ut betydligt större mängder helstuff i form av kofring. Gruvbrytningens historia visar också upprepade gånger ett återvändande till högre nivåer efter att man på större djup inte påträffat några mer betydande kvantiteter malm. År 1761 omtalas att malmen i de övre arbetsrummen; Fjärdedels-, Halvvägs- och Ulrikarummen lämnat dubbelt så silverrik malm som de djupare belägna arbetsrummen. Ingenting tyder emellertid på att malmerna i närheten av dagytan skulle ha blivit sekundärt anrikade och att malmen var rikare mot ytan bör därför uppfattas som en primär egenskap hos malmfyndigheten. Detta behöver inte innebära att fyndigheten i stort sett skulle vara begränsad till det komplex av malmkroppar som brutits till ett största djup av något mera än 300 m. Som tidigare påpekats kan de brutna malmkropparna indelas i flera grupper vilka är åtskilda av jämförelsevis ofyndiga dolomitpartier. Sannolikhet äger ett liknande förhållande rum även i vertikal led d.v.s. den fattiga zonen på 300 m djup kan mycket väl efterföljas av en malmrik zon (Tegengren 1924). Den rena blyglansens silverhalt kan generellt sett sägs ha varierat mellan och g per ton (0,15-1,0 %). Högre halter som anges i den äldre litteraturen hör till undantagen, Tegengren citerar här källor som anger upp till 1,5 % (Cronstedt), blyglans i Jägarhyttan (Bredberg) anges ha haft en silverhalt om 1,15 %, att en granngnistrig blyglans från Juthyllsgruvan (Rinnman) höll 0,34-0,75 % samt att grovtärning blyglans stundom gav 0,75-1,12 % silver i utbyte. Malm innehållande gediget silver eller andra mycket silverrika mineral kan dock givetvis ha en mycket högre silverhalt, antagligen uppgående till 2-3 %. Sedan gammalt har malmen vid skrädningen särskilts i tre olika kvaliteter, nämligen helstuff med 50 % bly och g per ton silver, halvstuffmalm med omkring 20 % bly och g silver samt vaskmalm med 2-3 % bly och g silver per ton. Den ur vaskmalmen vunna sligen höll en halt om ca % bly. Beträffande den under äldre tider tillgodogjorda malmens silverhalt kan en uppskattning göras genom att 1614 nedsmältes en malmkvantitet om ca 135 ton vilket gav 272,6 kg silver vilket motsvarar ett utbyte av ca g per ton malm (0,2 % silver). Under 1800-talet hade under perioden ca ton berg brutits och ur detta erhölls ton eller 1,9 % stuffmalm med en medelsilverhalt om g per ton, ton eller 4,8 % sylta eller halvstuff med en silverhalt av g per ton samt ton eller 38.7 % anrikningseller vaskmalm med en silverhalt om 214 g per ton. Under åren har ur ton rågods bestående huvudsakligen av vaskmalm utvunnits ton slig med en silverhalt av i medeltal g silver per ton. Totalt under Sala Silvergruvas verksamhetstid (ca ) utvanns enligt Påhlsson (1988, som citerade data från Sjöberg, 1910) ca 395 ton silver. Data för respektive århundrade presenteras i Tabell 2. Tabell 2 Silverproduktionen i Sala Silvergruva. Total silverproduktion i Sala Silvergruva Århundrade ton silver Ackumulerat: 395 Enligt Utvecklingsprogram för Sala Silvergruva 1997 har silvermalmen som brutits i gruvan varit av fyra olika typer (Tabell 3). För de tre första typerna av malm som redovisas sägs att de silverförande mineralen har varit inbäddade i blyglansen. Vidare anges att silverantimoniden Dyskrasit 18 tycks ha följt all malm inklusive zinkmalmen. 18 Ag 3 Sb 18 (442)

19 Tabell 3 Malmtyper i Sala Silvergruva. Malmtyper i Sala Silvergruva 1 2 Herr Stens Botten och Penningpallen (troligen den silverrikaste malmen). Mineral som bar silver var bl.a. gediget silver och silver-kvicksilverföreningar (amalgamer). Malmen bröts från Storgruvans begynnelse fram till mitten av 1500-talet samt under en period i slutet av 1700-talet. Sandrymningen och Kungsrymningen hade silverantimonsulfider (Pyrargit) som huvudsakliga silverbärare. Malmen bearbetades från mitten av talet och ca 100 år framåt. 3 I de centrala delarna fungerade koppar-silverantimonsulfider (Freibergit) som silverbärare i malmen. 4 I slutet av 1800-talet bröt man en malm med höga zinkhalter och låga silverhalter bl.a. I södra delen av 155 m nivån. Fram till 1870-talet var tillmakning den förhärskande metoden för att bryta malmen. Gruvbrytningen i Storgruvan lades ned 1908 men fortsatte som försöksgruva och i begränsad skala fram till mitten av 1900-talet. Under 2:a världskriget och fram till 1948 bröts silvermalm på 55 m-nivån. Denna malm togs upp via ett elektriskt bergsspel i Karl XI:s schakt och kördes på bockbana till upplag på andra sidan vägen. Malm för zinkutvinning bröts i Storgruvan i början av 1950-talet. Brytningen skedde i nyöppnade rum på 150 m-nivån och malmen togs upp via Knektschaktet. Verksamheten avbröts när Koreakriget upphörde 1953 och zinkpriset av den anledningen sjönk dramatiskt. Enligt Magnusson (1953) är zoneringen i Sala Silvergruva sådan att man i stora drag haft de silverrika malmerna närmare dagen och de zinkrika malmerna längre ned. Malmerna uppträda huvudsakligen i närheten av en stor skölzon 19, Storgruveskölen, vilken är talk- 20, serpentin- 21 och kloritförande 22 samt innehåller skarnmineral som ex vis ljus diopsid 23, aktinolit 24, tremolit 25 samt även kvarts. Ofta innehåller även denna skölzon dolomitfragment. Andra betydelsefulla sköl- och brecciezoner finns på vardera sidan om Storgruveskölen. Partier av fältet där flera skölar närma sig varandra har generellt utmärkts av att föra speciellt silverrik rik malm. Det verkar tämligen klart att dessa skölzoner utgjort viktiga transportvägar för de hydrotermala lösningar som avsatt skarn och malm. Senare tiders tektoniska rörelser har dock försvårat möjligheterna att förstå den ursprungliga orienteringen hos förkastningarna. Skölzonerna i Sala Silvergruva presenteras i Figur Sköl = förkastningsspricka 20 Talk = glimmerliknande mineral med typisk sammansättning Mg 3 (OH) 2 Si 4 O Serpentin =mineral med typisk sammansättning H 4 Mg 3 Si 2 O 9 22 Klorit = mineralgrupp med medelsammansättningen (Al,Fe 2+,Fe 3+,Li,Mg,Mn,Ni) 5-6 (Al,Fe 3+,Si) 4 O 10 (O,OH) 8 23 Ca,Mg(Si2 O 6 ) 24 Ca 2 (Mg, Fe 2+ ) 5 (OH) 2 Si 8 O Ca 2 Mg 5 (OH) 2 Si 8 O (442)

20 Figur 6 Skölzonerna inom Sala gruva på 190 m nivå och deras betydelse för blymalmen (efter Magnusson 1953). Carl XI:s schakt längst till höger i figuren. 3.3 Kanaler I detta stycke är om inte annat anges informationen erhållen från Utvecklingsprogram för Sala Silvergruva Heides kanal grävdes på 1590-talet och var silvergruvans första tilloppskanal. Denna ledde vatten mellan Långforsen och gruvan och möjliggjorde den första användningen av vattenkraft. Kanalen är idag delvis övertäckt. Griesbachs 26 kanal (även kallad Bergmästareån) tillkom under 1630-talet för att skapa större flöde än Heides kanal. Den är efter större delen av sin längd bruten i berget och ca 180 m av denna kanal går i tunnel med dagöppningar (Lichtloch) för ljus och luft. 26 Även stavad/kallad Grissbach 20 (442)

21 Figur 7 Dammsystemet i Sala Silvergruva samt Griesbachs kanal och Pråmåns sträckning. Idag leds vatten från mellandammen genom Grissbachs kanal till och genom gruvområdet, under hyttområdet och via Sala kanal (Pråmån) med Jacob Matts sluss till Ekeby damm vid Stadsparken. Vattnet från dagens länspumpning av gruvan leds till Grissbachs kanal (ca l/dygn). Frånloppskanalen (Pråmån) kom till då man anlade Heides kanal. För detta utnyttjades befintliga vattendrag. Efter att ha passerat gamla hjulhuset anses vattnet vara i frånlopp. Denna kanal vidgades och fördjupades under åren vid flera tillfällen bl.a. för att få större fallhöjd på tilloppsvattnet. Närmast hjulhuset går frånloppet i bergsskärning. När nya hyttområdet byggdes under 1800-talet fick kanalen en övertäckning längs berörd sträcka. Sala kanal eller Pråmån byggdes åren Längs med nästan hela dess sträckning går kanalen där gruvans frånloppsdike gick. Kanalen skulle minska de dryga kostnaderna för transporter mellan gruvan och dåvarande hyttan ca 4,5 km norr om gruvområdet. För transport av material och muddermassor byggdes två pråmar, nästan 14 m långa och 2,4 m breda. Det gamla diket breddades till ca 3-3,5 m och medeldjupet blev ca 1 m. Genom Ekeby damm muddrades en ränna och med hjälp av muddermassor byggdes en kanalbank som delade dammen i två delar. Förbindelse skapades med luckdamm och skibord. Mellan Ekeby damm och nuvarande Väsbygatan grävdes och sprängdes en kanal. Tanken var att anlägga en sluss vid Ekeby damm och genom Lillån skapa en vattenled till Sagån och därmed till hyttan. Planerna skrinlades och i stället anlades en omlastningsplats vid kanalens slut. I över 50 år fraktade man sedan slig från gruvan på de två pråmarna som uppges ha lastat ca 3 ton. De drogs sammankopplade av fyra man till omlastningsplatsen där man fortsatte transporten till hyttan med hästforor. 21 (442)

22 Idag används kanalen som frånloppsdike för gruvvatten. Pråmlastningsplatsen finns kvar och är belägen där frånloppen mynnar från Gamla hjulhuset och Karl XI:s spelhussänkning. Kajen och pråmskjulet är borta men murverk finns kvar i form av valv och kanalväggar. Jacob Matts sluss var nödvändig för pråmfrakten. År 1835 var både sluss- och kanalbyggnad avslutad och medgav pråmtrafik i full utsträckning. Avståndet mellan slussportarna blev 22 m och största bredden på slusskammaren ca 6 m. Slussningshöjden var 4,16 m. De två pråmarna slussades samtidigt, bredvid varandra. Kanaltrafiken upphörde på 1800-talet i och med Nya Hyttans uppförande. 3.4 Kanaler inom gruvområdet Även i detta stycke är, om inte annat anges, informationen erhållen från Utvecklingsprogram för Sala Silvergruva Kanaler inom gruvområdet har varit nödvändiga för att leda vatten från tilloppskanalen till vattenkraftmaskiner och från dessa till frånloppskanalen. De har bestått, och består fortfarande till viss del av tillmakade underjordiska kanaler, grävda kanaler, murade kanaler och trärännor. Av de sistnämnda finns inga spår kvar men de övriga finns till stor del kvar. Returkanalen mellan drottning Christinas spelhussänkning och gamla Hjulhuset är tillmakad och går i bergtunnel i hela sin längd. Den tillkom med all sannolikhet under 1640-talet när bergsspelet vid Makalösschaktet byggdes. Kanalen är idag blockerad av massor och omöjlig att passera. Detta härrör troligen från återfyllningen av det s.k. Katthålet. Tunneln kan dock inspekteras från båda håll. Delen under gamla hjulhuset har tidigare varit öppen men i samband med vattenkraftens avveckling slog man där ett valv av natursten över kanalen. Tillopps- och frånloppskanalerna vid Karl XI:s spelhussänkning är unika genom att de, på olika nivåer, i nästan hela sin längd går i bergtunnel. Tunnlarna byggdes tillsammans med bergsspelet under 1690-talet. Tillopstunneln gick från Grissbachs kanal ca 40 m i öppen dag och resterande 110 m i bergtunnel. Frånloppskanalen är ca 400 m lång och går hela vägen i bergtunnel. Sista delen av frånloppskanalen användes sedermera som Nya Hjulhusets frånloppstunnel. Frånloppstunneln mynnar vid Pråmlastningsplatsen. Kanalerna är försedda med dagöppningar (Lichtloch). Till frånloppskanalen leddes också det vatten som pumpades upp ur Gustav III:s schakt. En av dagöppningarna är täckt med en enkel träbyggnad det s.k. Gröna Spelet. Turbinhusets tilloppskanal ansluter vid Klensmedjan och är till större delen murad och täckt. Intill smedjan finns en betonggjuten luckdamm. Efter avvecklingen av vattenhjulet i Gamla Hjulhuset rann allt vatten via Turbinhuset till gruvans frånloppskanal. 22 (442)

23 Figur 8 Vattenvägar vid Sala Silvergruva i dagsläget, se även Figur 4 samt bilaga Malmbearbetning vid Sala Silvergruva Merparten av malmförädlingen under gruvans livstid skedde i den hytta som var belägen ca 4,5 km norr om Sala Silvergruva. Dock skräddes 27 (även kallat sovrades) malmen vid Sala Silvergruva innan transport till hyttan. Skrädhusen (det fanns flera inom området) låg i anslutning till uppfordringsschakten. Skrädningen var fördelaktig att utföra så snart som möjligt för att undvika onödig transport av icke fyndigt berg. Två stora bok- och vaskverk uppfördes på 1820-talet vid vad som idag är Nya Hyttan, därefter transporterades vaskad malm till hyttan nordost om Sala stad via Pråmån. Den nya hyttan vid Silvergruvan började uppföras på 1870-talet i och med att man inte längre var beroende av vattenkraft och stod färdig Under den senare delen av 1800-talet hade tekniken för att laka silver på våtkemisk väg utarbetetats (se även kapitel 3.1) och 1881 påbörjades en försöksverksamhet med att laka silver ur after(sand) 28 uppe vid den gamla hyttan. Extraktionsverket vid Sala Silvergruva (senare ombyggt till spelhus för Knektschaktet) stod klart Aftern till detta kom från den moderna hyttanläggningen och gav sämre utbyte. Äldre beskrivningar av hur bokning och vaskning gick till vid Sala Silvergruva finns redovisat i Sven Rinnmans Bergwerkslexicon (Rinnman ), även om bokhusen och vaskverken vid denna tidpunkt inte var belägna vid Sala Silvergruvas område så kan de troligen ge en god bild av hur bokning och vaskning gick till i de på 1820-talet anlagda bok- och vaskverken inne på nuvarande Nya Hyttområdet. 27 Skrädning innebär att malmen för hand slås sönder till mindre bitar vilka sorteras beroende på om de innehåller de eftersökta mineralen eller ej. 28 After i denna betydelse är malm som gått igenom bokverket och finfördelats samt passerat vaskverket men ej befunnits tillräckligt fyndig på silver för att gå till hyttan och smältning utan i stället karakteriserats som avfall. 23 (442)

24 Bokverken vid Sala var utrustade med tre Kistor (även kallat Bokfält) mellan fyra uppstående kraftiga Bokverksstolpar, eller Standare. Bokkistorne är tillverkade av kraftiga plankor vilka är fästade med bultar vid Standarne och beklädda på den inre sidan med tjocka järnplåtar. Botten bildas av en mycket grov grundstock i vilken Standarne är intappade och i varje kista placeras sedan en efter kistans storlek inpassad Suluklabb och ovanpå denna en tackjärnshäll med 6 a 8 tums tjocklek. Denna tackjärnshäll kallas för Boksula. I varje kista arbetar minst tre Stämplar. Den första kallas Malmstämpelen under vilken godset eller Malmen först inkastas. Den andra benämns Mellanstämpelen och den tredje Bleckstämpelen eftersom det är denna som är närmast blecket, sprundet, eller utloppshålet, emot vilket boksulan ligger något lutande. I dessa kistor, eller Bokfält rinner vattnet genom små rännor till Malmstämpelen och fortsätter sedan ut genom utloppshålet och det där placerade blecket och benämns därefter Bleckvatten. Det utströmmande vattnet får sedan rinna genom små rännor till ett antal sumpar som är nedgrävda i marken. Det utrinnande vattnet innehåller den bokade malmen och denna pulveriserade malm sedimenterar sedan i dessa sumpar (även kallade Mjölkistor). Det material som sedimenterar i den första kistan får då namnet Mjöl och består av den tyngsta och grövsta Malmsanden men innehåller även en del ofyndiga mineral som järn, kisel och andra tunga bergarter. Det vatten som bräddar över från den första sumpen går vidare till de s.k. Kistslamkistorna vilket sedimenterar ett något finkornigare material och detta får namnet Kistslam. Det vatten som bräddar från denna sump rinner via rännor till de därefter följande Slamsumparna och det som sedimenterar i dessa benämns Slam vilket är det näst finaste slammet och detta slam innehåller även det mesta av malmmängden. Därifrån avrinnner det kvarvarande ej sedimenterade materialet ut i strömmen och detta material betecknas i Sala Aster, eller Aschter eftersom det inte är bedömt att vara vaskningsvärdigt trots att det innehåller en betydande mängd malmmineral men detta har på grund av sin finhet inte hunnit sedimentera i sumparna. När dessa kistor och sumpar blivit fulla med bokat gods tar man dessa till Vaskverket och där sorteras var sort för sig för vidare anrikning. Vid Sala töms Mjölsumparna 8 till 9 gånger och Kistslammet 4 till 5 gånger per dygn medan Slamsumpslammet, eller Segslammet töms endast en gång var 14:e dag och i de yttersta sumparna krävs tömning endast 2 gånger per år. Vid Sala Silververk har i varje Bokfält med 3 stämplar vanligen kunnat sönderbokas 5 till 6 lass Vask om dygnet eller något mer då lösare bergarter förekommit. Planhärd (Planherd, Waschherd) kallas vid valsverken ett något lutande plan eller bänk vilket är tillverkat av släta och väl sammanfogade bräder vilka är placerade mellan två stockar samt placerat på ett lämpligt underlag. Planhärden avskiljer med hjälp av vatten finbokade malmpartiklar ifrån lättare bergarter. Vid Sala har det blivit inrättat ett så kallat Dråppverk genom vilket vattnet faller ifrån en låda vilken har ett stort antal små hål och genom dessa faller vattnet som droppar eller små strängar ned på det i fällan upplagda godset vilket resulterar i att det sprids ut jämnare över planhärden än vad som varit fallet om det hade skett genom vaskgossens försorg. Detta hjälpmedel vilket uppfanns av Herr Berghauptman Berndtson och som införts vid Sala med namnet Dråppverk har lett till en besparing i vaskningskostnaden. Vaskning (Waschen) kallas vid bergverken den arbetsprocess där malm blandas med vatten och därigenom kan malmkornen genom deras större tyngd skiljas ifrån gångbergarterna. Detta ger en lättare smältning och ett bättre utbyte av malmen. Den malm som på sådant sätt skall renas eller befrias ifrån sin gångbergart måste vara bokat till finaste pulver eller mjöl så att vattnet förmår att åtskilja malmmineralen från gångbergarten. Det viktigaste vaskverket här i riket både vad gäller storlek och bearbetningsmetodik finnes vid Sala silververk varför en kort beskrivning av den där använda processen borde vara synnerligen lämplig för att ge ett fullständigt begrepp om hur vaskning utförs. Den bokade malmen som består av bergblandad blyglans indelas vid Sala efter olika finhet i tre sorter nämligen Mjöl, Kistslam och Segslam. Dessa tre typer fordra olika lång vaskningstid och man kan dessutom inte ha samma stupning på planhärden för de tre typerna. De måste därför vaskas var för sig på särskilda planhärdar om det finaste materialet skall hinna vaskas klart utan att något i onödan av 24 (442)

25 detta material flyter bort samt för att de grövre materialen inte skall vaskas längre tid än vad som är nödvändigt. För mjölvaskningen måste planhärden luta något mera än för kistslam och för detta slam mera än för segslammet. Första vaskningen med dessa tre slammer heter vid Sala Invaskning, och det rena gods, som efter denna vaskning erhålles kallas generellt Slig. Denna Slig måste undergå Omvaskning en eller flera gånger. Den ifrån malmen avskiljda bergarten får beteckningen After, och flyter med vattnet ned till en vid änden på planhärden anlagd ränna som går tvärs densamma. Denna after betecknas generellt som oduglig för vidare anrikning men kan för vissa godssorter innehålla en viss andel finkornig glans och måste då insamlas. All vaskning i Sala sker på dukar. Till deras avsköljande efter invaskning finns vid varje par av planhärdar tre sumpar tillverkade av tjocka brädor och den första av dessa sumpar kallas för Fat, den andra för Underfat och den tredje benämns Sump. Vid denna första vaskning nyttjas 8 dukar vilka placeras ovanpå varandra på planhärden. Då mjölvaskning skall ske placeras några skovlar av Mjölet i ett överst på planhärden av tre brädor konstruerad behållare eller Fälla som det kallas. I denna Fälla leds vattnet in av vaskgossen så att det med en knivryggs tjocklek (eller djup), rinner över dukarna. Vartefter börjar vaskgossen att draga ut vilket betyder att man med en liten Järnluta drager mjölet emot den nedersta öppna sidan av fällan samt styr vattnet så att det sakta och jämnt nedsköljer godset på planhärden. Ett jämnt utbredande utför vaskaren med hjälp av Kryckan vilket innebär att vattnet ej tillåts bilda rännilar eftersom det då hastigt nedströmmande vattnet då kan bortföra malmgods. Därnäst efter att vaskgossen slutat Draga ut mjölet, blir vaskarens göromål att utföra själva Afvaskningen vilket innebär att med Kryckan omröra, jämna ut och vända godset på de 4 översta dukarne i ordning efter hvarannan så att gråberget lättare skall kunna avskiljas ifrån blyglansen och bortrinna med vattnet. Sådan vaskning måste ske 2, 3 eller flera gånger när mycket gods ligger på planhärden. Medan den pågår är vaskgossen sysselsatt med att jämna godset på de 4 nedersta dukarna eller att förhindra att vattnet bildar fåror eller rännilar som kan uppkomma och skölja bort malmen. Av den blå färg som glansen till slut börjar visa genom gråberget, även om blyglansen ännu inte hunnit och nu inte heller denna gång helt och hållet får avskiljas bör vaskaren förstå när godset är fullvaskat. Vaskaren skall då upphöra med arbetet, stänga av vattentillförseln samt skölja av dukarna. De tre översta i Fatet, de 4 nästföljande i Underfatet och den sista i Sumpen varefter de åter utbredas och ny vaskning påbörjas. Det gods som erhålles i Fatet kallas Invaskad Mjölslig. I denna hugger man med skyfflar eller Sänkes, som det heter för att sligen skall bli så stabil att den inte rinner bort då den föres till omvaskningen. För att tömma Fatet måste vattnet först föras över till Underfatet vilkat förs till sumpen och sedan måste vattnet ösas ur sumpen. Detta ösande ur det ena fatet i det andra sker därför att det gods som ännu flyter i vattnet skall få få tid att sedimentera i Underfatet respektive Sumpen. Det gods som tas ur Underfatet och Sumpen är ifrån de nedersta dukarna och därför ännu så orent genom inblandat ofyndigt berg att det måste undergå ny invaskning, innan det blir Mjölslig. Kistslam och Segslam invaskas på samma sätt med en enda skillnaden att fyra dukar sköljs i Fatet och tre i Underfatet. Dessutom har planhärdarna vid denna vaskning en mindre stupning (som förut nämnts). Vid denna vaskning krävs dessutom en längre vaskningstid på grund av godssorternas större finhet och seghet Därför hinner man med två vaskningar i timmen vid mjölvaskning men endast en i timmen vid Kistslams och tio vaskningar om dygnet vid Segslammets invaskning. Den slig som erhålls av Kistslam och Segslam blandas vid avsköljningen ihop och benämns Invaskad Slamslig. Denna erhålls endast i Fatet, det som fastnar i Underfatet och Sumpen måste vaskas om och insköljas i Fatet för en Slamslig skall erhållas. Omvaskning skiljer sig inte på annat sätt från den första vaskningen än att de planhärdar som används är mer stupande och i underkant försedda med två tvärgående lister emot vilka det sämre godset stannar. Det skiljer sig även något genom några färre moment i själva arbetet som att en mindre mängd gods på en gång placeras i fällan samt att endast fyra dukar används och bara två sumpar används (nämligen Öfverfat och Underfat). Alla fyra dukarna sköljs dessutom vid denna vaskning alltid i Öfverfatet. När mjölsligen omvaskas kallas det sämre eller mera bergblandade gods som lägger sig emot de nedanför dukarna placerade listerna för Mjölkies. På samma sätt upkommer Slamkies då Slamslig omvaskas. 25 (442)

26 Omvaskad Mjölslig och omvaskad Slamslig blandas vid avsköljningen av dukarna i Öfverfatet och utgör därmed ett enda gods vilket benämns Omvaskad Slig. Så snart godset är blandat Sänkes det vilket innebär att det packas med klubbor efter det att vattnet tappats av samt bearbetas med skyfflar till dess att det blir ett ganska fint, halvtorrt och sammanhängande pulver. Detta arbetssteg kallas Göra Smått. Efter slutad omvaskning tas Mjölkiesen och Slamkiesen bort från listerna och lagras i sina respektive lagerrum till dess att de skall omvaskas. Då Mjölkiesen omvaskas sköljs dukarna i Öfverfatet, men det som fastnar mot listerna öses med skovlar till underfatet och får namnet Underfat. Detta omvaskas genast på samma planhärd och det som då lägger sig emot listerna benämns Lortkies eller Mjöllortkies. Dukarna sköljs i samma Öfverfat som den omvaskade Mjölkiesen redan ligger i varav ett blandat gods uppkommer vilket vaskas ännu en gång och sedan är materialet färdigt för rostning. Den Lortkies som fås vid den sista omvaskningen föres till samma lagerrum som den förra Mjöllortkiesen där den förvaras till dess att det är dags för en ny omvaskning. Till Lortkiesens sista omvaskning används fem dukar, varas tre sköljs i överfatet och två i underfatet. Överfatets gods blandas till sligen men det som erhålls i Underfatsgodset anses lika gott som Mjölkies, och blandas tillsammans med detta. Det som fastnat mot listerna är nu äntligen oduglig after. Med Slamkies förfars på samma sätt med den enda skillnaden att den Lortkies, eller Slamlortkies som erhålles inte omvaskas. All slags Kies blandas ihop i kalcinerhuset och benämns hädanefter med samlingsnamnet Kies. Tidigare användes vid Sala tre omvaskningssumpar i vilken Mjölsligen fördelades så att hälften hamnade i Öfverfatet under benämningen Fetslig och den andra hälften i mellanfatet och det som hamnade i detta kallades därför för Mellanfat. Sligerna från Kistslam och Segslam blandades först tillsammans efter det att omvaskning i Öfverfatet utförts och det gods som bildades av denna sammanblandning fick heta Fetslamslig. Jämte desse tre fanns ytterligare fyra andra sorter nämligen Mjölkies, Slamkies, Mjöllortkies och Slamlortkies vilka var färdiga för rostning. Numera förekommer endast två sorter i kalcinerhuset, nämligen Slig och Kies sedan vaskningen förändrats så att godssorternas antal efter hand minskats på det sätt, som tidigare beskrivits. Den after som faller vid de finare slammernas vaskning innehåller blyglansgnistror och får därför avrinna i den ränna som leder det fina slammet ifrån bokverket till stora dagsumpen och vidare till slamhavet, vilken är nyligen byggt. Men den after som fås efter Mjöl, Kistslam och Underfat, är oduglig och avrinner därför som avfall. 3.6 Infrastruktur ovan jord Under perioden fram till det att nya hyttan anlades bestod byggnader och annan infrastruktur ovan jord i huvudsak av konsthus, konstgångar, vatten- och malmuppfordringsanläggningar, skrädhus och andra gruvrelaterade byggnader för den dagliga driften. Under början av 1820-talet byggdes två nya bokverk centralt inne på området vid nya hyttan (Figur 8). Till dessa gick högbanor från områdets skrädhus. Skrädhusen låg i anslutning till malmuppfordringsanläggningarna. På 1880-talet revs dessa bokhus efter att ha ersatts av ett anrikningsverk (1879) som innehöll både bok- och vaskfunktionen. På den plats där bokhusen stått byggdes senare zinkoxidverket. En rad uttjänta och oanvända anläggningar och byggnader som haft central betydelse för gruvdriften revs kring sekelskiftet Andra byggdes om så att deras utseende och funktion förändrades. En sista saneringsvåg kom under och 1960-talet. Kvarvarande anläggningar som haft betydelse för driften vid Sala Silvergruva är i huvudsak sådana som skapats/använts som kraftkällor, ex vis dammar och kanaler eller för att alstra, överföra eller använda kraft vid gruvbrytning och hyttverksamhet. 26 (442)

27 3.7 Nya Hyttan Arbetet med Nya Hyttan påbörjades under slutet av 1870-talet och stod klart Beslutet att ett nytt hyttområde skulle uppföras vid silvergruvan togs av bergslaget 1879 (Meurman 1991) och därmed inleddes sänkning och torrläggning av hyttans vattensystem. Redan 1876 hade ett turbintorn byggts på gruvområdet för att med hjälp av en snabbgående stålturbin samt utväxlingar och stållinor förse hyttområdet med kraft. Till att börja med överfördes kraften via remdrift till uppfordringsverken. Runt sekelskiftet (1900) kopplades generatorer till turbinen för framställning av elektrisk ström. År 1917 byggdes Nya Hjulhuset om till transformatorstation för inköpt högspänningselektricitet. Redan år 1879 uppfördes det nya anrikningsverket som innehöll både boknings- och vaskningsfunktionen. Dessa processer hade tidigare utförts i två separata byggnader vilka hade uppförts på hyttområdet under 1820-talet. Verksamheten i det nya anrikningsverket drevs med ångmaskiner och kulkvarnar användes för att krossa malmen. I och med att bergslaget, som erhållit Sala Silvergruva av staten 1887, försålde gruvan till Sala Silververk AB 1888 inleddes epoken som kallas bolagstiden vilken kännetecknas av att man med de nya tekniska landvinningar som skett försökte återutvinna silver ur de gamla aftrarna samt dels framställa zinkoxid. De byggnader som har funnits vid Nya Hyttan har i stort sett tillkommit sedan 1870-talet. Ett undantag är dock Nya Hjulhuset. Enligt Meurman (1991) låg två stora bokverk på den plats där parkesseringsverket fanns men baserat på kartunderlag som erhållits av Sala kommun låg dessa bokverk snarare V-VSV om parkesseringsverket (Figur 9) och på den plats där zinkverket senare byggdes. Bokverken fick sin kraft från spillvattenkanalen vilken leder från Gamla Hjulhuset samt från en tilloppskanal som avleddes från Griesbachs kanal. Railbanor (högbanor för malmvagnar) hade börjat byggas för att transportera malm från lavar till skrädhus och från skrädhusen till bokverken (Figur 8). År 1915 fanns på området zinkverket där framställningen av zinkoxid genomfördes vilken låg sydväst om parkesseringsverket (Figur 9). Anrikningsverket har vid denna tid en tillbyggnad som sammanlänkar det med Säckhuset och en smedja finns norr om Turbintornet (Figur 9). På kartan från 1943 har zinkverket rivits liksom smedjan norr om Turbintornet. Anrikningsverket har förlorat en stor del av flygeln samt förbindelsen med Säckhuset. En mindre tillbyggnad på magasinsbyggnaden (i Figur 9 benämnt Förråd ) har rivits någon gång sedan I parkesseringsverket har blypressrummet utökats (ej visat i Figur 9). Parkesseringsverket brann 1966 och har sedan dess samma storlek som idag. Enligt Meurman (1991) hade området år 1969 i stort sett samma utseende som idag. Säckhuset som under driften av Bronäsgruvan byggts om till Sjunk och flytverk fick under denna period en lastficka öster om långsidan (mot det västra bokhuset) och denna står vid denna tidpunkt fortfarande i förbindelse med Säckhuset. Idag är denna förbindelse riven men lastfickan står kvar. Även en råmalmsficka hade under driften av Bronäsgruvan byggts väster om verket (och den mekaniska verkstaden). Efter det att Bronäsgruvan lagts ned revs en del byggnader och under denna period fick hyttområdet i stort sett det utseende som det har idag. Anrikningsverkets flygel förlängdes 1970 till dess ursprungliga storlek. Genom anläggandet av Nya Hyttan på 1870-talet täcktes kanalen genom området över med ett valv av kallmurad gråsten och dolomitblock (Meurman 1991). Blyhyttan uppfördes 1889 och i denna byggnad smältes blysligen. Byggnaden innehöll förutom en smältugn för blymalmen även omklädningsrum och laboratorium (Figur 9). I den stora schaktugnen belägen i den västra delen av byggnaden fylldes slig, kol och slaggbildare (Meurman 1991), det smälta blyet lade sig under den smälta slaggen och blyet tappades av i formar genom en s.k. sifon (en hävert). Slaggen som tappades av fraktades ut på slaggbacken och slogs sönder i mindre bitar. Slagg transporterades även på railbana ut till aftersandskansen väster om blyhyttan (se foto i Meurman 1991). Prover från smältningen i blyhyttan analyserades i laboratoriet. Det verkbly som erhölls hade 27 (442)

28 en silverhalt på omkring 1 % (Meurman 1991). Verkblyet transporterades sedan till Parkesseringsverket 29 där det förädlades vidare. Blyhyttan drevs fram till 1920, efter 1908 användes malmer från andra mellansvenska gruvor. År 1943 återupptogs blysmältningen med anledning av andra världskriget och verksamheten fortsatte fram till Parkesseringsverket byggdes även det 1889, i den norra änden av byggnaden finns en halv källare under markplanet. I denna källare finns ugnen som användes för smältningen av verkblyet. Parkesseringsgrytorna låg i den nordöstra delen av byggnaden och rökgaserna för att värma de tre grytorna gick under golvet (Meurman 1991). Efter upphettning av ca 20 ton verkbly så att det bildade verkblyskum tillsattes zink varvid ett så kallat silverskum bildades. För att blanda silvret med zinken omrördes smältan ( Skedning ) och när smältan blickade d.v.s. silvret hade blandats med zinken och flöt på ytan (och ytan bröts i regnbågens färger) tilläts den stelna och hela zinksilverplattan lyftes upp ur grytan och vägdes. Plattans vikt låg kring kg. Sedan styckades den upp i mindre bitar för att återigen vägas och bokföras. Sedan gick den igenom en reningsprocess ( finering ). I slutet av 1800-talet skedde fineringen på elektrolytisk väg (Meurman 1991). Det utvunna silvret göts sedan till tackor som numrerades. I parkesseringsverkets södra del låg en avdelning som kallades Rosthuset, detta var en experimentverkstad (på karta från 1915 är Sintringsverket i Figur 9 benämnt Rostugn och detta var troligen det s.k. Rosthuset 30 ) och denna användes för att hitta effektivare smält- och reningsmetoder. Här fanns en gleteugn 31 för mönjeframställning, raffinerugn för antimonavskiljning ur verkblyet samt elektrolysanläggningen. I den sydvästra delen låg blypressverket (Figur 9) där man framställde blyrör. Enligt Meurman (1991) låg blypressverket i den nordvästra delen men detta stöds ej av det material som erhållits från Sala kommun. På kartunderlaget från 1943 benämns nämligen som blypressrum den södra-sydvästra tillbyggnaden av parkesseringsverket (Figur 9). Produktionen av silver ur de gamla aftrarna var framgångsrik men framställningen av zinkoxid var inte lika framgångsrik. Detta skedde i det s.k. cyklonverket (i Figur 9 benämnt Zinkverket), numera rivet. Principen bakom tekniken är att temperaturen av en gas ökar då den komprimeras. Den runda ugnen fylldes med zinkmalm och sedan sprutades gas (luft och koloxid) in och av den roterande gasströmmen skiljdes zinkmaterialet från övriga partiklar. Gasinblåsningen ökade förbränningen och gjorde den mer fullständig. Zinkoxiden som var slutprodukten användes för framställning av målarfärg, zinkvitt. På grund av att processen inte avskiljde svavel fullständigt gulnade och flagnade denna med tiden. Efter nedläggningen av gruvan 1908 fortsatte dock tillverkningen av blyprodukter liksom silvertillverkningen i hyttområdet stängdes även hyttan. Blymanufakturen fortsatte dock sin produktion under och 1930-talet. Anrikningsverket från 1879 var den andra industribyggnaden på området efter Nya Hjulhuset om de gamla bokhusen undantas. Till denna byggnad kom den skrädda malmen via en railbana (Figur 5) vilken gick in i verket på både den norra och västra sidan (Meurman 1991). Inne i verket genomgick malmen först bokning i en kulkvarn och sedan en mekanisk vaskning som utfördes med 29 Parkesseringsverket kallades så efter den process som uppkallats efter Alexander Parkes vilken patenterade processen 1850 och sedan utvecklade den med nya patent 1851 och Processen utnyttjar två egenskaper hos flytande zink, den första är att zink inte blandas med bly och den andra är att silver är 300 gånger mer lösligt i zink än i bly. Om zink därför tillsätts flytande bly vilket innehåller silver så övergår silvret till det flytande zinken om smältan omröres. Eftersom zink bildar ett separat lager är det lätt avskiljbart. Zink-silverlösningen upphettas sedan så att zinken övergår till gasfas vilket lämnar i stort sett rent silver (Genom tillsatts av vattenånga kunde zinken avlägsnas i form av zinkoxid och uppsamlas i stoftkammare, under denna process bildades även vätgas. Det är oklart om denna metodik användes vid hyttan). 30 Rostning i Sala gick troligen till så att på grund av föroreningar i malmen (sulfider, antimoner m fl) måste denna smältas med metalliskt järn eller järnrik slagg. Rostningen genomfördes eventuellt även på en viss slaggtyp den bildade blyrika blystenen. Denna rostades och smältes, vid rostningen bildar blyglans blyoxid och blysulfat vilken vid en temperaturökning påverkar kvarvarande blyglans så att svavelsyrlighet och metalliskt bly bildas. I denna process förflyktigas en hel del bly. 31 Glete = blyoxid 28 (442)

29 flotationsmetoden. Den slig som erhölls efter vaskningen gick först till rosthuset för svavelutdrivning och sedan till hyttan för smältning. Därefter skedde parkesseringen där bly och silver separerades. Den verksamhet som idag bedrivs inom hyttan är Sala Bly vilken tillverkar rör och tråd för olika ändamål. Flygeln på anrikningsverket förlängdes som tidigare påpekats Magasinsbyggnaden (benämnt förråd i Figur 9) uppfördes 1906 och har i sin norra del elva lastfickor för anrikad malm (slig) (Meurman 1991). Tidigare gick en railbana in genom den övre porten i den norra delen och där kördes tippvagnar in för att lasta av i malmfickorna. En railbana gick även in i husets södra del. Under andra världskriget användes magasinet för lagring av träkol och koks till blyhyttan som åter togs i drift I byggnadens södra del iordningställdes på 1950-talet ett förvaringsutrymme för last- och grävmaskiner samt en oljekällare och för detta ändamål togs nya portar upp i den sydöstra gaveln. Under andra världskriget hade hyttan åter öppnats för framställning av bly och silver. Då malmbrytningen i Bronäsgruvan började 1950 med en produktion om ton malm per år ansåg man att detta var för lite för att återuppta silver och blyframställningen in Sala. Därför inrättades ett s.k. sjunk och flytverk i det s.k. Säckhuset. Efter anrikning i sjunk och flytverket lagrades sligen inom hyttområdet och skickades i kampanjer halvårsvis till Garpenberg. För att få en inmatning av malmen byggdes en råmalmsficka på varpskansen väster om sjunk- och flytverket och via den bakre delen av mekaniska verkstaden gjordes en förbindelse rakt in i verket. Även en malmsilo som ursprungligen stod i förbindelse med verket via en ramp av trä byggdes öster om Säckhuset. Malmsilon byggdes omkring 1950 och användes för utlastning av dolomitgrus och mull. Två lastluckor vardera för dolomitgrus och mull finns i byggnadens undre del. I sjunk- och flytverkets anrikningsprocess avskiljdes ca hälften av det ingående materialet som ofyndigt grus vilket såldes som vägbyggnadsmaterial. Sjunk- och flytprocessen gick till på följande sätt; efter krossning av malmen till en kornstorlek understigande 20 mm får den rinna ned i ett vattenbad som är uppslammat med finmalet kiseljärn. Detta har en volymvikt som är anpassad så att de tyngre malmpartiklarna sjunker till botten av karet medan de lättare gråbergskornen flyter upp till ytan och rinner över kanten. Både sjunk- som flytprodukterna sköljdes sedan noggrant genom vattenspolning varvid kiseljärnet kunde återanvändas. Den ofyndiga flytprodukten utgjordes av tvättade dolomitkorn med en partikelstorlek om 3-20 mm. Innan den krossade malmen rann ned i kiseljärnskaret hade den torrsiktats samt vattenspolats för att den mull som följt med från gruvan samt uppstått genom krossningen skall avskiljas. Detta eftersom mullen inte kan tillgodogöras i flytoch sjunkprocessen. Denna mull avyttrades i befintligt skick. Att upparbeta en normal årsproduktion i sjunk- och flytverket tog ca fyra månader. Eventuellt använde man sig även av en gravimetrisk avskiljare, en s.k. Humphrey-spiral 32 för att gravimetriskt anrika malm. Denna spiralkoncentrator seperarade mineralen i lätta men grövre partiklar, tunga mineral (malmpartiklar) samt mycket lätta och finkorniga partiklar. Den mekaniska verkstaden bredvid sjunk- och flytverket byggdes 1906, i den nordvästra delen fanns en smedja. Byggnaden finns kvar. Säckhuset uppfördes På byggnaden finns tre portar, en i den södra änden samt en mindre port i den norra änden där det även finns en port till den andra våningen. Beteckningen Säckhuset härrör enligt Meurman (1991) från den tid då man experimenterade med zinkoxidframställning. Annan verksamhet i byggnaden innan sjunk- och flytverkets inrättande är inte bekant. 32 En skiss på en spiralkoncentrator bifogades i arbetet av Meurman (1991). Spiralkoncentratorn utvecklades av Ira Humphrey 1943 och användes för att gravimetriskt separera tunga (malm-)mineral från lättare gråberg. Under 1960-talet var spiralkoncentratorn som populärast och har använts för att anrika bl.a. antracit-, barit-, koppar-, guld-, bly-, mangan-, järn-. tenn- och tungstensmineral. 29 (442)

30 Figur 9 Byggnader som enligt tillgängliga kartor tillkommit och försvunnit mellan 1874 och 1943 inom "Nya Hyttan" vid Sala Silvergruva. Byggnader anpassade till dagens underlagskarta från Sala kommun. Underlaget till idag rivna byggnader kommer från kopia av underlagskarta. Benämningar på byggnader efter karta från år I den sydvästra delen av hyttområdet finns en såg som byggdes 1890, denna försedde gruvan med trä men sågade även byggnadsmaterial till områdets övriga byggnader. Det Nya Hjulhuset som benämns Transformatorrum och Rep. verkstad i Figur 9 hade sin ursprungliga användning då det byggdes 1847 som konsthjulhus. Driftvattnet till det stora vattenhjulet togs från gruvans tilloppskanal, alltså Grissbachs kanal, via en nybyggd kanal i dagen (Tilloppskanal). Från byggnadens översta våning utgick den stånggång som via pumphuset över ett Lichtloch i Grissbachs kanal drev pumparna i Gustav III:s schakt. Vattenhjulet som var ett bröstfallshjul, var 13,2 m i diameter och upptog hela husets höjd inklusive själva hjulgraven som ligger under marknivån. Frånloppsvattnet leddes till Pråmån. År 1917 byggdes hjulhusdelen om till transformatorstation och fungerade som sådan fram till 1962 då Bronäsgruvan stängdes. Under en period i början av 1900-talet fanns en rostugn i Nya Hjulhuset. 30 (442)

31 Figur 10 Nya hjulhuset inne på hyttområdet samt i den vänstra delen en del av "Säckhuset". Fotopositionen är ungefär där Zinkverket samt de gamla bokhusen var belägna. 3.8 Den moderna gruvbrytningsepoken Bronäsgruvan och Tistbrottet I och med försäljningen av Sala Silvergruva med tillhörande anläggningar till Avesta Jernverk 1938 startades en intensiv prospektering inom området och man påträffade brytvärda malmkroppar strax öster om Storgruvan på ett avstånd av ca 500 m (detta blev senare Bronäsgruvan). Under 1945 påbörjades schaktsänkningar. I och med uppstarten av denna gruva kom vissa byggnader på gruvområdet att åter tas i drift. Bronäsgruvan fanns således öster om Sala Silvergruva och fyndigheten bestod av zink- och blymalm med visst innehåll av silver. Under en femårsperiod drevs ett schakt ned till 50 m avvägning. Orter drevs sedan ut mot malmkropparna. På 1950-talet avsänktes schaktet ytterligare ned till 105 och 155 m avvägning. Gruvdriften avslutades 1962 eftersom malmen började sina inom det tillståndsgivna området. Då man inte fick tillstånd till utvidgade utmål var man tvingad att lägga ned. Bronäsgruvan hade ingen förbindelse med den gamla Storgruvan. Malmen som bröts i Bronäsgruvan hade samma beskaffenhet som i den gamla Storgruvan, blyglansmalmen höll ca 4-5 % bly och g silver per ton malm. Zinkblände förekom också men inte i någon större omfattning. Åren utfördes provborrningar på samtliga nivåer i Storgruvan (ända ned till 150 m djup) såldes gruvan till Sala kommun av Avesta jernverk. Under 1980-talet transporterades även stora mängder varp från det s.k. Stenhavet av Boliden till Garpenberg för utvinning av metaller. Åren drev även Boliden en process för att få fortsätta att tillvarata den varp som finns inom området. 31 (442)

32 I Tistbrottet sydväst om Sala Silvergruva bryts sedan 1950 en vit dolomit (Lundegårdh 1971). Ned till ca 65 m djup bröts denna i dagbrott och numera bryts denna i en underjordsgruva. Enligt Lundegårdh (1971) hade denna vita dolomit följande sammansättning (Tabell 4). Tabell 4 Kemisk sammansättning på vit dolomit i Tistbrottet från Lundegårdh (1971). Vit dolomit, Tistbrottet CaO 32,0 MgO 20,0 Al2O3 0,3 Fe2O3 0,6 SiO2 3,0 Glödgningsförlust 44,0 Summa 99,9 4 Områdesbeskrivning 4.1 Lokalisering Sala silvergruva är beläget i Sala kommun, Västmanland, ca 100 km nordväst om Stockholm och 40 km norr om Västerås. Sala stad, i huvudsak beläget i nordostlig riktning från Sala Silvergruva har växt upp i samband med att gruvverksamhet påbörjades i större skala. Väster om Sala Silvergruva ligger Tistbrottet, ett dagbrott med dolomitbrytning för industriändamål. Dagbrottet påbörjades 1950 och har idag ett djup om 65 m under markytan. Brytning av dolomit i Tistbrottet fortsätter idag under jord. 4.2 Topografi Området kring Sala silvergruva är flackt och utan utpräglade höjder. Den regionala topografiska trenden i området karaktäriseras av flacka dalgångar i riktning nord-syd till nord-nordväst-sydsydost med mellanliggande något högre partier. Inom gruvområdet är topografin i huvudsak utsträckt i nordväst-sydostlig riktning och nivån varierar från ca 81 m vid varphögarna väster om Karl XI:s schakt och öster om Stenhavet till ca 31 m på botten av Herr Stens botten. Höjdskillnaden på den ursprungliga marknivån från Sala Silvergruvas västra del (kring Carl XI:s schakt) till området kring Pråmån är från 74 m till 57 m. Den lägsta naturliga nivån i området är ca 60 m.ö.h. Topografin i området domineras av gruvavfallsupplagen. 4.3 Geologi Berggrund Berggrunden i Salatrakten bildades för ca miljoner år sedan och domineras av en serie äldre ytbergarter huvudsakligen av granitisk sammansättning enligt Ripa et al. (2002). Ytbergarterna består dels av mestadels ryolitiska metavulkaniter, kristallina karbonatstenar (marmor) och metasedimentära bergarter. Karbonatstenen är i de lägre delarna växellagrad med vulkaniterna och övergår uppåt i en minst 300 m mäktigt karbonatstenslager som är övervägande dolomitiskt (magnesiumrik) i sammansättningen. Inom dolomitmarmorlagret förekommer både Sala gruvas blyzink-silvermalmer och den dolomit som bryts i Tistbrottet. Hela undersökningsområdet med gruvavfall underlagras av den kristallina karbonatstenen, vars gräns i öster mot granit löper ungefär parallellt med riksväg 67. Karbonatstenen är relativt grovkornig med 1-2 mm stora korn och färgen 32 (442)

33 varierar från vitaktig till ljusgrå med ofta gröna, gula eller bruna fläckar på grund av förekomst av silikater som tremolit och serpentin (Tegengren 1924). Figur 11 Berggrundskarta över Salatrakten. Modifierad efter Jansson Systemet av malmkroppar vid Sala gruva stryker i riktning N20V och skär över dolomitstråkets längsriktning (NNO-SSV). Malmzonens bredd är ca m (Sjögren, 1910). Malmkropparna är associerade med silikater (skarnbildning) som t.ex. tremolit, aktinolit, epidot, klorit, serpentin och talk. Den malm som historiskt har brutits har utgjorts av silverhaltig blymalm. Försök att exploatera zinkmalm har även gjorts från slutet av 1800-talet. Zinkmalmer förekommer på olika nivåer i gruvan och visar ibland övergångar till blymalm. Även zinkbländet innehåller en del silver. Blyglansen är en av de silverrikaste i världen men enligt Sjögren (1910) förekommer endast mellan hälften och två tredjedelar av silvret i blyglansen medan resten finns i argentit (Ag 2 S). Kvicksilver har påträffats redan 33 (442)

34 under 1600-talet och förekommer i gedigen form, som amalgam eller som cinnober, Hg 2 S (kvicksilversulfid). Kvicksilver har företrädesvis hittats på högre nivåer i gruvans södra delar, Penningschaktet och Torgschaktet (Sjögren 1910). Antimon förekommer gediget, som geokronit (Pb 5 Sb 2 S 8 ) eller boulangerit (Pb 5 Sb 4 S 5 ) bland annat i Karls XI:s schakt och vid Torgschaktsgruvan (Tegengren, 1924; af Forselles, 1818). Pyrit (FeS 2 ), Magnetkis (FeS) och arsenikkis (FeAsS) är relativt vanliga. Andra malmmineral som förekommer i mindre omfattning är kopparkis (CuFe 2 S 3 ), gudmundit (FeSbS), koboltglans (CoAsS), costibit (CoAsS), breithauptit (NiSb), ullmanite (NiSbS), molybdenglans (MoS2), diaphorit (Pb 2 Ag 3 Sb 3 S 8 ), pyrargyrit (Ag 6 Sb 2 S 6 ), freibergit (Ag,Cu,Fe,Zn) 12 Sb 4 S 13, hessit (Ag 2 Te), miargyrit (Ag 2 SbS), acantit (Ag 2 S) (Kieft et al., 1987) Jordarter De lösa avlagringarna inom undersökningsområdet domineras helt av fyllning bestående av olika restprodukter från de industriprocesser som förekommit. Huvudsakligen består dessa av varp men även slaggvarp och aftersand förekommer. I nordöstra hörnet förekommer glacial lera och ett mindre område med isälvssediment, grovsilt med inslag av block. I den norra delen förekommer en del morän och ett område med torv nordväst om den stora aftersandhögen. Gränsen mellan morän i den högre västra delen av området och lera löper troligen i nord-sydlig riktning under fyllningen från Herr Stens botten till strax väster om aftersandhögen i norr. Lermäktigheter på upp till 5 m har iakttagits i borrhål GV10. Under lerlagret återkommer moränen. 4.4 Hydrologi För perioden uppgick årsmedeltemperaturen till +5,0 ºC (SMHI, 1991) vid SMHI:s station nr 9655 Sala och 9656 Sala A i Sala. Den varmaste månaden är normalt juli med en medeltemperatur på +16,1 respektive 15,8 ºC. Under november till mars är medeltemperatur under 0 o C. Årsmedelnederbörden vid SMHI:s station nr 9655 Sala uppgår under perioden till 598 mm och vid 9656 Sala A till 537 mm (SMHI, 1991). Nederbördsrikaste månad är normalt augusti med en nederbörd på 73 respektive 65 mm. Årsmedelavrinningen uppskattas till cirka <200 mm medan årsmedelavdunstningen för perioden , beräknad som differensen mellan nederbörd och avrinning, uppgår till mm (SMHI, 1994). 5 Gruvavfallsproblematiken 5.1 Oxidation och vittring av sulfider I Sverige förekommer, grovt förenklat, två olika typer av gruvor, järnmalms- och sulfidmalmsgruvor. De båda olika typerna genererar samma typ av avfall (gråberg/varp, slagg, anrikningssand/vasksand etc.) men med helt olika kemiska egenskaper. I en syrerik miljö är generellt sett järnmalmsavfall inte ett lika stort problem som sulfidmalmsavfall eftersom järnmalmen inte oxideras. Oxidation och vittring av sulfidhaltigt gruvavfall kan generera surt gruvvatten/lakvatten samt leda till en frigörelse av tungmetaller. Detta är en problematik som är välkänd och som är väl undersökt. Även järnmalmer kan dock innehålla spår av sulfider i så höga koncentrationer att problemet kan uppkomma i ett avfall från en järnmalmsgruva. I Sala är dock fördelningen av sulfidmineral i avfallet något annorlunda jämfört med de inom ex vis Bergslagen samt Skelleftefältet belägna sulfidmalmsgruvorna. Innehållet av den i normala fall vanligaste sulfiden, pyrit, är lågt samtidigt som buffringsförmågan i omgivande bergarter är mycket hög på grund av den rika förekomsten av karbonater. Att avfallet till den övervägande delen består av karbonatmineral är inte så vanligt förekommande i Sverige. Detta leder till att man kan förvänta sig en något annorlunda vattenkemi i närheten av Sala silvergruva än vad man finner i anslutning till de flesta andra gruvområden med sulfidmalmer. I följande stycke kommer dock den generella sulfidvittringen att översiktligt presenteras tillsammans med mineral mer typiska för Sala Silvergruvas 34 (442)

35 sammansättning. Sulfidhalterna är även något lägre i gråberget (eller varpen) än vad som ofta är fallet då en sulfidmalm brutits. Sulfider som kemiska föreningar är stabila så länge de befinner sig i en reducerande miljö (t.ex. djupt nere i berget eller under grundvattenytan) men vid kontakt med syre börjar de oxidera (vittra). Detta kan exemplifieras med hur oxidationen av pyrit (svavelkis, FeS 2 ) sker (Formel 3). Pyrit är det vanligaste sulfidmineralet i jordskorpan och förekommer således i förhållandevis stora mängder i sulfidhaltigt gruvavfall. I Jambor (2003) anges att mineralen svavelkis (pyrit), tillsammans med magnetkis (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 (Formel 3), där tvåvärt järn (Fe 2+ ) frigörs och svavelsyra bildas (Singer och Stumm, 1970): Formel 3 2FeS Fe 2 2 2H2O 7O2 4H 4SO4 2 Enligt Singer och Stumm (1970) så fortsätter pyritoxidationen sedan i ett cykliskt förlopp (Formel 4 och Formel 5). Formel Fe O2 4H 4Fe 2H2O Det tvåvärda järnet som frigjorts i initieringssteget oxideras till trevärt järn (Fe 3+ ). Formel 4 är det hastighetsbestämmande steget i cykeln. I naturliga miljöer finns dock katalysatorer, dessa är metaller och mikroorganismer. Katalysering genom mikroorganismer 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 (Formel 5). Fe 2+ som bildas i denna reaktion kan sedan oxideras av syre enligt ekv. 2 och därmed fås ett cykliskt förlopp. Formel FeS2 14Fe 8H2O 15Fe 2SO4 16 Formel 5 sker dock endast vid ph<2,5. Moses m.fl. (1987) uppskattade inverkan av Fe 3+ som dubbelt så stor som syre vid låga ph. I denna sura miljö sker oxidationen av pyrit (Formel 5) dessutom snabbare än oxidationen av järn (Formel 4) vilket leder till att pyritoxidationen kommer reducera all Fe 3+ till Fe 2+ och reaktionen avstannar därför (Nordstrom, 1982) såvida inte ett tillskott av trevärt järn från omgivningen (ex vis via grundvatten) sker. En jämförelse mellan bakteriellt katalyserade och abiotiska oxidationshastigheter finns i Figur 12. H 35 (442)

36 Figur 12 Jämförelse mellan bakteriellt katalyserade och abiotiska oxidationshastigheter för pyritvittring och oxidation av Fe 2+. Vid högre ph faller generellt Fe 3+ från Formel 4 istället ut som järnhydroxid (Formel 6). Formel 6 3 Fe 3H2O Fe( OH) 3 3 H Järnhydroxiden kan torka ut och bilda götit (FeO(OH)) och senare även ombildas till hematit (Fe 2 O 3 ). En sammanfattning av Formel 3 till Formel 6 ges av Formel 7 för ph>2,5 (Banks et al., 1997). Formel FeS H O O Fe OH SO ( ) Även andra sulfidmineral, exempelvis de i Sala dominerande sulfiderna blyglans (PbS) och zinkblände (ZnS) oxideras av luftens syre. Blyglans och zinkblände producerar ingen syra vid vittringen. En frigörelse av metaller sker dock i samtliga fall enligt Formel 8 och Formel 9 (Plumlee 1998). H Formel 8 PbS 2 2 2O2 Pb SO4 Formel 9 ZnS 2 2 2O2 Zn SO4 I Sala förekommer även i mindre utsträckning arsenikkis (FeAsS) och kopparkis (CuFeS 2 ) vilka vittrar enligt Formel 10 till Formel 12 nedan (Plumlee 1998). Formel FeAsS 3,25O 2 1,5 H2O Fe HAsO4 SO4 2 H 36 (442)

37 Formel 11 CuFeS O2 Cu Fe 2 4 SO 2 4 Formel CuFeS2 16Fe 8H2O Cu 17Fe 2SO4 16 Ovan ses att arsenikkisen är syraproducerande vid den primära vittringen medan kopparkisen måste oxideras av Fe 3+ för att producera syra. Järnet som mobiliserats i Formel 10 och Formel 11 är även i sig syreproducerande vid oxidation av Fe 2+ till Fe 3+ enligt Formel 4 och Formel 5. Istället för pyrit i dessa formler kan även andra sulfider ingå, ex vis både zinkblände, arsenikkisen, kopparkis och blyglans kan oxideras av Fe 3+. Sulfider innehåller ofta föroreningar i kristallstrukturen i form av andra metaller som ersätter ex vis zink i zinkblände eller bly i blyglans. Om ersättningsmetallen är järn kan zinkbländet bli syraproducerande genom att frigjort tvåvärt järn kan oxideras till trevärd form och fällas ut som sekundär järn(hydr)oxid. Frigjorda metaller kan adsorberas till sekundära järnoxider genom elektrostatiska krafter. Fastläggning med eller till järnoxider antas vara av mindre vikt i Sala eftersom andelen järnhaltiga sulfider är relativt lågt. Berggrunden antas inte heller bidra med några större mängder järn eftersom den i huvudsak består av dolomit inom gruvområdet. Sammanfattningsvis adsorberas dock katjoner adsorberas bäst vid högre ph medan anjoner som H 2 AsO 4 -, Sb(OH) 6 - och HMoO 4 - adsorberar bättre vid låga ph-värden. Detta beror på att sekundära järnoxider som ex vis götit har en negativ ytladdning vid låga ph-värden men positiv vid lägre ph (Figur 14). Arsenat kan dessutom ersätta sulfat i bildningen av schwertmannit vid låga ph-värden vilket delvis förhindrar eller åtminstone förlänger omvandlingstiden för schwertmannit till götit och dels leder till att arsenik fastläggs tämligen stabilt. I Sala kan vi dock anta att de element som starkast binds till de förekommande järnoxiderna är katjoner eftersom ph i markvatten, grundvatten och ytvatten är neutralt eller något högre. Arsenik i vatten i anslutning till Sala Silvergruva kan antas förekomma i oxiderad form (arsenat). Enligt adsorptinsförsök som utförts kan även vid ph över 7 upp till 80 % av arseniken fastläggas till järnoxider (Figur 13) medan katjoner som koppar och bly i stort sett fullständigt adsorberas medan zink adsorberas till ca 80 % och kadmium till ca 60 % vid ett ph på ca 7. H Figur 13 Fastläggning till sekundär järnoxids ytladdning vid olika ph (MiMi 2003). Ytladdningen för järnoxider beror både på ph samt koncentrationen av järnoxid (Figur 14). 37 (442)

38 Figur 14 Ytladdning hos sekundär järnoxid som funktion av ph och koncentration. Modifierad från Dzombak & Morel (1990). 5.2 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 (Ca,Mg(CaCO 3 ) 2 ) är två vanligt förekommande karbonater med buffrande förmåga. Formel 13 beskriver hur buffring av syra sker med hjälp av kalcit vid ett neutralt ph. Buffringen med dolomit sker på motsvarande sätt och antas vid Sala vara den dominerande neutralisationsprocessen (Formel 14). Formel 13 CaCO 3 HCO H Ca 2 3 Formel 14 ( Ca, Mg)( CO HCO 2 2 3) 2 2H Ca Mg 2 3 När karbonaterna förbrukats buffrar andra mineral, till exempel metallhydroxider/oxider och silikater. Detta exemplifieras med Formel 15 och Formel 16, som visar hur järnhydroxid (Fe(OH) 3 ) och silikaten kaolinit (Al 2 Si 2 O 5 (OH) 4 ) reagerar med protoner. Formel 15 3 Fe( OH) 3 3H Fe 3H2O Formel 16 3 Al2Si2O5 ( OH) 4 6H 2Al 2H4SiO4 H2O Järnhydroxid buffrar i ph-intervallet 2,0-2,5 medan silikatbuffring alltid förekommer. Silikatbuffring dominerar vid låga ph, när andra buffrande mineral förbrukats. Silikatmineral förekommer naturligt 38 (442)

39 och genom buffring av bland annat humussyror löses mineralen upp och ger upphov till de naturliga bakgrundshalterna av element som kisel och aluminium i mark och vatten. 5.3 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 exempelvis 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). I exempelvis lakvatten från sulfidhaltiga gruvavfall kan flera olika amorfa järnoxider och järnoxidsulfater fällas ut beroende på ph och redoxförhållandena (Figur 15). Figur 15 Diagram som visar vilka sekundära järnoxider som kan förväntas falla ut vid varierande ph och redox. Schwertmannit samt jarosit är två av de metastabila sekundära järnoxidhydroxider som kan bildas i oxiderade lakvatten från gruvavfall, utfällningsoptima för schwertmannit är 2,8 ph 3,2 (Bigham et al., 1996) samt för jarosit vid ph<2,5. Dessa ombildas sedan till mer kristallina oxider ex vis götit varvid protoner och sulfat frigörs. I samband med järnoxidens ombildning minskar vanligtvis adsorptionskapaciteten hos järnoxiden, dels för att ph sjunker men dels för att oxiden övergår från amorf till kristallin fas. Huvuddelen av de bildade järnoxiderna omvandlas snabbare från amorf till kristallin fas vid högre ph genom att hydroxidjoner konkurrerar ut sulfatjonerna och mineral som ferrihydrit (Fe 5 O 7 OH H 2 O) och götit (α-feooh) bildas. Med tiden kommer dessa amorfa järnoxider att ombildats till mer kristallina mineral, vilka är betydligt mer stabila i reducerande och/eller sura miljöer än de amorfa. För järn har det visats att götit är den vanligaste kristallina järnoxiden som bildas ur amorfa järnoxidhydroxider samt järnhydroxidsulfater (Bigham et al., 1992), se Formel 17. Omvandlingshastigheten från ex vis schwertmannit till götit är ph-beroende (Jönsson, 2003) och frigörelsen av sulfat genom omvandlingen är linjär med ph (Jönsson, 2003). 39 (442)

40 Formel 17 2 Fe O OH SO H FeOOH SO 8 8( ) 6( 4) 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). Ett vattens 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/eller 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 (Figur 16). H Figur 16 Ytladddning för ett antal mineral (Stumm 1992). Detta gör att metallers adsorption till mineralytor ven den 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 (i form av arsenat, AsO 4 3- ), har därmed ett omvänt phberoende, dvs. adsorberar bättre vid låga ph-värden (se till exempel Tyler och Olsson, 2001). 6 Tidigare miljötekniska undersökningar Studies of lake sediments from the Sala and Zinkgruvan mining districts in central Sweden (Påhlsson, 1988) Licentiatavhandlingen omfattade provtagning och undersökning av sediment från två områden påverkade av gruvdrift i Sverige, Sala och Zinkgruvan. I Sala provtogs sediment i tre dammar som bedömdes vara påverkade av gruvdriften, Långforsen, Mellandammen och Ekeby damm. Sediment provtogs även i Ljömsebosjön, vilken tjänade som referens. 40 (442)

41 Resultaten från Ekeby damm visar på klart förhöjda halter av zink, bly, kadmium, kvicksilver och silver i sedimenten som avsattas sedan cirka år Medelhalterna i Ekeby damm angavs till 1,7 mg/kg för Hg, 2000 mg/kg för Zn, 2700 mg/kg för Pb och 18 mg/kg för Cd. Noterbart är att proverna i Ekeby damm togs uppströms Pråmåns utlopp i dammen. Cirka 55 cm sediment bedöms ha avsatts i Ekeby damm under 450 år. I Långforsen och Mellandammen kunde relativt låga metallhalter noteras för djupare sediment. I sediment som avsatts efter 1700-talet kunde dock ökande halter av zink, bly och kadmium ses. Analys av sediment från Pråmån, Sala (SGU, 1998) SGU genomförde på uppdrag av Sala kommun provtagning av sediment i Pråmån i 23 punkter. Samtliga prover analyserades avseende LOI. Fem prover analyserades även avseende Cr, Cd, Hg och Pb. Resultaten visade framförallt på förhöjda halter av bly ( mg/kg) och kadmium ( mg/kg). Halterna av kvicksilver bedömdes som något förhöjda (0,88-2,38 mg/kg). I utredningen redovisas även ett förslag till hur muddring av de förorenade sedimenten kan genomföras. Provtagning av sediment vid Jakob-Matts kvarn (Sala kommun, 2002) I Sweco Viak (2003a) redovisas resultat från en provtagning av sediment i Pråmån vid Jakob-Matts kvarn. Provtagningen genomfördes av Sala kommun. Resultaten visade på höga halter av framförallt bly, kadmium, zink och kvicksilver. Pråmån, Sala. Miljötekniska undersökningar mark och sediment. (Sweco Viak, 2003) Sweco Viak (2003a) genomförde provtagning och analys av ytvatten och sediment i Pråmån, mark kring Pråmån samt vid hyttområdet vid gruvan. Marken kring samt sedimenten i Pråmån uppvisade förhöjda halter av arsenik, bly, kadmium, kvicksilver och zink. Silver analyserades i båda matriserna men har inte bedömts i avsaknad av jämförvärden. I marken kring Pråmån kan dock förhöjda silverhalter noteras i relation till områdets naturliga bakgrund. För kvicksilver kunde högre halter i djupare sediment jämfört med ytsediment noteras. Marken kring Pråmån bedömdes innehålla muddermassor från Pråmån. Ytvattnet i Pråmån undersöktes med passiva provtagare. Påverkan av bly, zink och kadmium kunde noteras. I hyttområdet kunde höga halter av arsenik, bly, kadmium, kvicksilver och zink noteras i fyllnadsmassorna. Den underlagrande leran verkade vara ren. En bedömning av riskerna gjordes separat för Pråmån, marken längs Pråmån och hyttområdet. För Pråmåns sediment bedömdes att riskerna för människor var relativt begränsade medan ekosystemen troligen är påverkade av de höga metallhalterna. Det bedömdes att hälsorisker med Pråmåns vatten kunde finnas om det används för bevattning. Spridningen av metaller i vattnet har pågått länge och pågår än idag. Det bedöms även ske en spridning av metaller från sedimenten. Vad gäller marken längs Pråmån bedömdes att riskerna för att människor som relativt stor. Ekosystemen bedömdes vara sannolikt påverkade. För hyttområdet bedömdes riskerna för att människor exponeras som mindre jämfört med massorna längs Pråmån men de bedöms ändå utgöra en risk. En spridning av metaller till Pråmån bedömds ske båda från marken längs ån och från hyttområdet. Pråmån, Sala. Förslag till åtgärder för tungmetallförorenade områden i och runt Pråmån, Sala. (Sweco Viak, 2003) Sweco Viak (2003b) genomförde även en åtgärdsutredning baserat på resultat och riskbedömning från Sweco Viak (2003a). Behov av åtgärder bedömdes krävas för sedimenten i Pråmån och marken intill Pråmån. För hyttområdet, afterskansen och övriga varp- och slagghögar bedömdes att ytterliggare undersökningar måste till för att klarlägga åtgärdsbehovet. Den åtgärd som rekommenderas för sedimenten i och marken i anslutning till Pråmån är sektionsvis torrläggning av ån och sedan bortgrävning av förorenade massor. Massorna föreslås omhändertas på en lokal deponi som anläggs i närområdet eller i ett tomt gruvschakt. Pumpvattenprovtagning Sala kommun genomför sedan november 2004 kontinuerlig provtagning av vatten i gruvan, ut från gruvan samt från november 2005 även i Pråmån. Provtagning av gruvvatten sker på 155 m nivån. Utflöde från gruvan provtogs fram till januari 2006 i två punkter, utflödet vid svarta graven (direktörsbostaden) och utflödet till Pråmån vid Gröna spelet. From februari 2006 provtas endast 41 (442)

42 utflödet vid Gröna spelet av dessa två. Vatten i Pråmån provtas i tre punkter, uppströms utsläppspunkten från gruvan, nedströms utsläppspunkten från gruvan och nedströms Sala bly. Vattenproverna analyseras avseende flertalet metaller, exempelvis Cd, Pb, Zn, Fe, Cu, As och Ag. Växtprovtagning Sala kommun genomför sedan 1999 årlig provtagning av växter på aftersandhögen vid Sala silvergruva. Provtagning genomförs i tre punkter och växterna analyseras avseende Pb och Cd. Företrädesvis provtas fleråriga djuprotade växter (personlig kommunikation Kjell Eklund) men under senare år har även grundrotade gräsarter provtagits. På aftersandhögen dominerar tistel, påprör, tuvtåtel samt hästhov samt även det grundrotade gräset ven. Växter provtas även i en punkt vid Hyttan, norr om Sala samhälle. I punkten vid Hyttan provtas dessutom årsskotten från en sälj. Provtagningen sker på samma vis varje år, det vill säga materialet klipps med sax från samma kvadratmeterruta (personlig kommunikation Kjell Eklund). I det sydöstra hörnet av rutan finns ett järnrör nedslaget för att användas som orienteringspunkt. Tungmetaller i Sala - Slutrapport Hösten 1991 genomfördes en provtagning av mark (0-10 cm) i Sala tätort. Undersökningen visade att Sala har förhöjda halter i marken av vissa metaller, särskilt bly och kadmium pga den gruvverksamhet som bedrivits. Förklaringen till de förhöjda halterna angavs till den förhyttning som genomförts av malmen, användning av aftersand som utfyllnadsmaterial samt eolisk spridning av aftersand. Utredningen visade även att endast smärre mängder tungmetaller lakas ut till grund- och ytvatten. 7 Utförda undersökningar metodbeskrivning 7.1 Inventering och inmätning av avfallen Gruvavfallets utbredning i ytan kartlades och mättes in med GPS Nätverks-RTK utrustning av märket Topcon med möjlighet att ta emot signaler från GPS och GLONASS satellitsystemen. Precisionen på inmätta objekts position är i storleksordningen ±5 mm. Inmätningen gjordes i enlighet med förfrågningsunderlaget i det koordinatsystem Sala kommun använder (RT R09 2,5 Gon V 0: -15, höjdsystem RH 00) genom att ett antal kända fixpunkter i området mättes in och en transformation etablerades mellan rikets system och det lokala. Röröverkant och marknivå vid grundvattenrören mättes in liksom provtagningspunkter och andra positioner inom områdena med exponerat gruvavfall. Skruvborrhål och provgropar mättes i allmänhet in med vanlig handhållen GPS. Totalt bestämdes koordinater för mer än 900 punkter i området. Inmätta data fördes sedan in i ett geografiskt informationssystem (ArcGIS 9.2) där bland annat terrängmodeller skapades genom interpolering av punkthöjder och existerande nivåkurvor. Volymberäkningar av avfallet utfördes antingen som skillnaden mellan den inmätta överytan och en tolkad underyta ( cut and fill ). Avfallets underyta uppskattades med hjälp av information från borrning, handgrävda gropar, överytans morfologi och förekomst av berg i dagen. Fältinventeringen för att avgränsa utbredningen av gruvavfallet kompletterades med tolkning av flygbilder i stereoskåp. Förutom flygbilder i färg (DMC) tagna på 2598 m höjd användes även flygbilder i olika skalor från 1966, 1971 och 1986 som Sala kommun ställde till projektets förfogande. Den digital versionen av DMC-flygbilderna från 2006 som inte är ortorektifierad användes även som underlagskarta efter att ha georeferentierats i ArcView Provtagning Gruvavfall exponerat i ytan Varp och slagg analyserades regelmässigt med en handhållen XRF Niton Xlt i samband med kartläggningen av den fysiska utbredningen samt den fältgeologiska inventeringen av gruvavfallet. 42 (442)

43 Analyser medxrf-instrumentet utfördes även på merparten av de prover som togs upp vid installation av grundvattenrör och vid skruvborrningar, provgropar, spadgropar och på ytprover. Halter för följande element registrerades vid XRF-mätningen: Sb, Sn, Cd, Ag, Sr, Rb, Pb, Se, As, Hg, Zn, Cu, Ni, Co, Fe, Mn, Cr, V, Ti, Sc, Ca, K. Baserat på områdets topografi samt erhållna resultat delades undersökningsområdet in i mindre delområden. Från varje delområde togs ett samlingsprov på omkring 5 kg från ca 10 olika punkter. Varpstyckena knackades sönder och sulfidinnehåll och vittringsgrad bedömdes översiktligt. I allmänhet genomfördes tre XRF- mätningar på gruvavfallet i varje punkt och ett medelvärde beräknades för punkten för att få en uppfattning om metallinnehållet. Mätningar på ytligt exponerat gruvavfall utfördes i 129 olika punkter i området (Figur 17). Provpunkterna positionsbestämdes genom nätverks-rtk mätning. I samband med inventeringen gjordes även 14 ytterligare XRF-mätningar på material i ytan som kunde misstänkas innehålla metaller. 43 (442)

44 Figur 17 Områden och lägen för provtagningspunkter för ytligt exponerad varp, slagg och aftersand 44 (442)

45 7.2.2 Varp, avfall och mark Varp som utfyllnadsmaterial, avfall och mark undersöktes mellan och av personal från Envipro Miljöteknik och Vägverket konsult. Sammanlagt borrades 40 borrhål inom undersökningsområdet med hjälp av skruvborrning (ev. i kombination med foderrörsborrning). I ett antal av dessa borrhål installerades grundvattenrör (15 st) och i samband med installationen av dessa togs även mark- och avfallsprover ut. Prover togs främst ut efter materialtyp (naturlig mark, varp, slagg, kol, aftersand mm) och skiktningar, efter karakterisering av provet samt de djupnivåer som provet tagits ut ifrån noterats fylldes ett särskilt framtaget fältprotokoll i. Provtagningspunkten mättes sedan in med handhållen GPS. Grundvattenrören mättes sedermera in med DGPS (se metodbeskrivning under 7.1). Skruvborrningar genomfördes generellt ned till berggrundens överyta eller så långt som det gick att borra med skruvborr innan den fastnade i varp. Då skruvborrning i varp genomfördes följde mycket lite material upp med skruvborren. Prover togs dock ut på det material som följde med upp. I ett flertal av punkterna med en hög andel varp utfördes även för karakteriseringen av utfyllnaderna s.k. ODEXborrning. Figur 18 Karta som visar provtagningspunkter för mark och gruvavfall Sediment Prover på sediment från Pråmån togs av personal från Envipro Miljöteknik och Hifab Miljöledning. En kompletterande provtagning i punkten Pråmån 3 genomfördes Proverna togs med en för ändamålet specialtillverkad rörprovtagare av typ Kajak. Provtagningen genomfördes genom att en person stod i Pråmån och hanterade provtagaren medan den andre stod på land och assisterade med bottenplugg samt tog hand om det upptagna provet. Personen som stod i ån placerade sig nedströms den punkt som avsågs att provtas för att minimera störningar i sedimenten. 45 (442)

46 De upptagna sedimentpropparna karaktäriserades med avseende på längd, färg, lukt, org. innehåll mm och fältprotokoll fylldes i. Speciellt noterades inslag av aftersand. I varje punkt uppskattades även vattendjupet. Propparna skivades sedan i nivåer baserade på visuella intryck (skiktningar, org. mtrl., aftersand etc.). Provtagningspunkterna mättes slutligen in med handhållen GPS. Sammanlagt genomfördes provtagning i tio punkter, se karta i Figur 19. Totalt 28 prover togs ut och samtliga analyserades på laboratorium. Figur 19 Karta som visar provtagningspunkter för sediment i Pråmån. Lantmäteriet Ur Din Karta Ytvatten Ytvatten har provtagits i dammar, bäckar, kanaler, åar, dagbrott och stående ytvatten inom undersökningsområdet. Provtagning har genomförts genom att direkt sänka ner en syradiskad flaska i ytvattnet alternativt med hjälp av Ruttnerhämtare. I fält mättes ph, konduktivitet och temperatur i samband med provtagningen. I rinnande vatten uppskattades även flödet. 29 ofiltrerade prover togs ut och analyserades. Ett prov har filtrerats genom 0,45 µm-filter för att avskilja större partiklar. 46 (442)

47 Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Ytvattenprovtagningen genomfördes till samt till Provtagningspunkterna mättes in med handhållen GPS. Sammanlagt togs prover i 30 punkter, se Figur 20 för ytvattenprovernas placering Silvergruvas område. inom Sala Figur 20 Karta över provtagningspunkter för ytvatten inom Sala Silvergruva Grundvatten I samband med borrningarna installerades grundvattenrör (PEH-rör, 63 mm) i lösa sediment. För att säkerställa att grundvatten skulle kunna provtas installerades ett antal av rören ca 10 cm ned i berggrunden. Detta innebär att den slitsade delen kommer i nivå med berggrunden och möjliggör provtagning även om den tillgängliga grundvattenmängden är mycket liten. Installationen av grundvattenrören med denna lösning beslutades i fält då grundvattentillgången i de lösa avlagringarna i området generellt påvisades vara mycket dålig. I en del positioner där från början enbart skruvborrning var planerat installerades grundvattenrör pga. en bättre vattentillgång. I de fall skruvborrning kunde användas för att installera grundvattenrören karakteriserades profilen som för Gruvavfall och mark, avsnitt För installationen av de grundvattenrör där ODEXborrning (foderrörsborrning) fick tillgripas för hela borrningsdjupet togs samlingsprov ut och en trolig lagerföljd har karakteriserats utifrån dessa prover. 7.3 Analyser Fasta prover Prover på mark och avfall har skannats med XRF-instrument (Niton XLt) för analys av metaller. Bestämning har gjorts på prover i plastpåsar och mätning har gjorts 1 gång/påse. Fukthalten varierade i 47 (442)

48 proverna beroende på vilken nivå provuttaget skett samt vilken typ av material som det bestod av. Proverna har inte behandlats före XRF-mätning på annat sätt än att mätningen generellt genomfördes på finkornigt och omblandat material. Varpprover sönderdelades i största möjliga mån innan mätning. XRF-mätningarna och fältprotokollen har legat till grund för vilka prover som har skickats för laboratorieanalys (ackrediterad). Totalhalten i materialet har bestämts på laboratorium på 36 prover på mark och avfall samt 28 sedimentprover genom Analytica AB:s paket MG-1. På källtermen har 18 samlingsprover från de olika delområden som varpen indelats i analyserats med 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 inte löses upp med enbart syralakning. På källtermen (varpen) samt ett slaggprov har Ag analyserats som tilläggselement på 4 prov. Prover som inte analyserats finns sparade på Envipros kontor i Luleå och Göteborg Vattenprover Yt- och grundvattenprover 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. Som tillägg har Sb analyserats i samtliga prover och även Ag i tre prover vardera på yt- och grundvatten. Totalt har 25 ytvattenprover och 15 grundvattenprover analyserats. Ett ytvattenprov (punkten Pråmån 2) har analyserats genom en översiktsanalys (screening) av metaller. Screeningen genomförs med ICP-AES och HR-ICP-MS och ger innehållet av cirka 70 element. 7.4 Sekventiella lakförsök Proverna för sekventiella lakförsök analyserades avseende metaller enligt Analyticas paket MG-1, före och efter lakningarna. De sekventiella lakförsöken utfördes av Analytica. Sekventiella lakförsök utförs i fem steg (se även Hall et al., 1996a och 1996b och Carlsson et al., 2002). Efter varje steg tas lakvatten ut. Lakvattnen analyserades avseende Sb, As, Pb, Cd, Ca, Cr, Co, Fe, Cu, Hg, Mn, Ni, S, V, Zn av Analytica. De olika lakstegen omfattar följande: Steg 1, I detta steg frigörs ämnen som är lättlösliga, adsorberade eller karbonater. Kan anses efterlikna ett naturligt försurningstillstånd. Steg 2, I denna fraktion lakas element som sitter bundna till eller med labila organiska föreningar såsom vissa enklare humus- eller fulvosyror. Steg 3, Reducerar amorfa järn/mangan oxyhydroxider till lättlösliga reducerade former (Fe(III) till Fe(II) och Mn(IV) till Mn(II)). I viss del kan även den sura (lågt ph) miljön som lakvätskan ger bidra till lakningens upplösning. Kan anses efterlikna förhållanden som uppkommer om redox-potentialen sjunker i naturen (minskad syrediffusion, höjd grundvattenyta eller förhöjd syreförbrukning orsakad av organiskt material). Steg 4, Reducerar mer kristallina Fe-oxider som t.ex. götit, hematit och magnetit. I princip en kraftigare variant av steg 3. Steg 5, Starkt oxiderande steg som lakar ut stabila organiska föreningar samt löser upp sulfider. Detta laksteg skulle kunna efterlikna det som lakas ut ifall förhållandena går från kraftigt reducerande till oxiderande. Detta laksteg är förhållandevis brutalt och det som finns kvar i residualen är till allra största delen diverse silikater vilka är relativt resistenta mot lakningen. 48 (442)

49 Steg 6, Residualen som erhölls efter laksteg 5 har analyserats genom smälta eftersom innehållet i residualen främst består av svårlösta silikater och dessa kräver en kraftig behandling. Mängden kvarvarande material i residualen vägdes in innan analys och den erhållna halten har räknats om så att en direkt jämförelse mellan residualen och laksteg 1-5 kan göras. Därefter har en total halt för det lakade provet beräknats och den procentuella andelen för varje laksteg fastställts. 7.5 Syra-basräkning Syra-basräkning, eller Sobek-test, är ett vanligt förekommande, enkelt och billigt statiskt test som används till att grovt beräkna ett materials syraproducerande och syraneutraliserande förmåga (se även Jambor, 2003). Ett statiskt test definierar balansen mellan syraproducerande mineral och syraneutraliserande mineral (British Columbia Acid Mine Drainage Task Force, 1989). Sulfidmineral räknas som syraproducerande och framförallt karbonater räknas till de föreningar som neutraliserar syra. Teoretiskt kommer ett prov vid någon tidpunkt att generera syra endast om den syraproducerande kapaciteten överstiger den syraneutraliserande kapaciteten. Ett statiskt test kan inte användas till att bedöma den framtida kvaliteten på det sura lakvattnet. Det kan inte heller användas till att visa hur lakvattnet påverkas med tiden utan kan endast användas till att bedöma om materialet har en syraproducerande potential eller inte. Den syraproducerande potentialen bestäms genom en totalsvavelanalys och den syraneutraliserande potentialen bestäms genom en titrering för att bestämma karbonathalten. Från dessa bestämningar räknas nettoneutralisationspotentialen (NNP) ut genom att dra bort den syraproducerande potentialen från den neutraliserande potentialen. Ett material med en NNP på mindre än -5 anses vara potentiellt syraproducerande. Kvoten mellan den syraproducerande potentialen (AP) och den neutraliserande potentialen (NP) bör även vara större än 2 eftersom det går åt två mol karbonat för att neutralisera en mol pyrit. Totalsvavel kan bestämmas med ett flertal olika analysmetoder, exempelvis ICP-AES. Svavelanalysen i % omvandlas till syraproducerande potential i kg ekvivalent CaCO 3 /ton material genom konverteringsfaktorn 31,25. Konverteringsfaktorn 31,25 fås genom att man antar att all svavel föreligger som pyrit. Den totala mängden av neutraliserande mineral d.v.s. främst karbonater och hydroxider bestäms genom att provet behandlas med ett överskott av standardiserad saltsyra. Provet och syran blandas och upphettas för att reaktionen ska ske fullständigt. Mängden av överskottssyra bestäms sedan genom titrering med natriumhydroxid ned till ph 7. För en utförligare metodbeskrivning hänvisas till Sobek et al. (1978), British Columbia Acid Mine Drainage Task Force (1989) eller Jambor (2003). 7.6 Skakförsök Tvåstegs skakförsök ger en grov uppskattning av utlakningen på kort sikt. Metoden är föreslagen som europeisk standard, pren , och är också föreslagen att ingå vid klassning av avfall för deponering. Utförandet innebär att provet krossas till <4 mm, blandas med avjoniserat vatten till L/S=2 och skakas i en vändapparat. Därefter avskiljs lakvätskan och ytterligare vätska tillsätts så att det ackumulerade L/S-förhållandet motsvarar L/S=10. Totalt skakas provet under 24 timmar. Vid L/S 2 är syftet att undersöka det förhållandevis tidiga lakvattnet som vanligtvis innehåller högst koncentrationer. Vid L/S 10 fångas den mängd upp som lakas under en förhållandevis längre tid. Lakvattnen analyseras var för sig. Lakningarna utfördes av Analytica AB. Analyserat lakvatten är filtrerat och ger således information om den andel som går i lösning. Lakvattnen analyserades enligt Analyticas paket LV-3a innefattande Ca, Fe, K, Mg, Na, S, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, Sb, Se, Zn, ph, konduktivitet, DOC (Dissolved Organic Carbon), Cl, F, SO (442)

50 8 Resultat 8.1 Inmätning Koordinater för XRF-mätningar på ytligt gruvavfall, grundvattenrör, skruvborrpunkter, provgropar med traktorgrävare samt handgrävda provgropar redovisas i Bilaga 1. Angivna höjder är inmätta med Nätverks-RTK. I de fall höjder saknas i tabellerna har en hög precision inte kunnat erhållas på grund av dåliga mottagningsförhållanden, alternativt är positioneringen utförd med handhållen GPS. Överensstämmelsen mellan nivån på de RTK-inmätta punkterna och de existerande nivåkurvorna (0,5 m ekvidistans) var mycket god och båda har därför använts vid terrängmodelleringen av gruvavfallet. 8.2 Beräknade volymer av avfall Resultatet av beräknade ytor och volymer av gruvavfall är sammanställda i Tabell 5, lokaliseringen av delområdena redovisas av Figur 21. Förutom de 14 delområden som huvudsakligen innehåller avfall exponerade i ytan och är relativt väldefinierade har även ett försök gjorts att bedöma volymen av den blandade fyllning som förekommer under ytan och som har påvisats vid skruvborrning och provgropsgrävning. Fyra olika områden med täckt fyllning har definierats (Figur 17 och Figur 21). Den volymmässigt största andelen gruvavfall i området utgörs av varp med totalt ca m 3, följt av aftersand med m 3 och slagg med m 3. Mängden blandad fyllning som huvudsakligen är täckt av andra massor eller hårdgjorda ytor är m 3. Den domineras troligen också av varp. Den totala volymen av avfall (inkl. slaggvarp och after) inom Sala Silvergruva uppskattas till ca 1,8 Mm 3. Enligt Tegengren bröts mellan 1837 och 1887 ca ton berg och malm i gruvan, fram till det att gruvan stängdes 1908 bröts 1,21 Mton berg och malm i gruvan. I den angivna mängden från 1837 till gruvans nedläggande är inberäknat ton omskrädd varp från äldre brytning. Den varp som finns kvar i området (inkluderat slaggvarp och aftersand som är restprodukter från gruvbrytningen) uppgår till ca 3,6 Mton utifrån överslagsberäkningar där skrymdensiteten för avfallet 33 antas var ca 2 ton/m 3. Volymerna över avfallsmängderna vid Sala Silvergruva har tagits från den sammanställning över utfyllnadernas volym som gjorts i Tabell 5. En del varp från Stenhavet har fraktats bort för anrikning i Garpenberg liksom aftersand använts för utfyllnadsändamål i närområdet till Sala Silvergruva. Eventuellt kan även varp historiskt sett använts till vissa byggnationer/utfyllnader. Skrädd malm och senare vaskad och bokad malm transporterades bort från gruvområdet för fortsatt bearbetning i hyttor och rostugnar ända in på 1880-talet då Nya Hyttan togs i bruk. Enligt Grip et al. (1983) är den brutna volymen i Sala Silvergruva ca 5 Mton vilket upplevs att vara en fullt rimlig volym med tanke på den mängd avfall som idag återfinns inom området. 33 Densiteten för dolomit är 2,85 ton/m 3. En antagen skrymdensitet om 2 ton/m 3 för avfallet ger då en porositet om ca 30 %. Eftersom avfallet även innehåller blyglans (7,58 ton/m 3 ), zinkblände (4,0 ton/m 3 ), pyrit (5,01 ton/m 3 ) m fl tyngre mineral antas den antagna skrymdensitet vara rimlig för avfallet. 50 (442)

51 Tabell 5 Sammanställning över utbredning och volym för olika delområden inom Sala Silvergruva Område Yta (m 2 ) Volym (m 3 ) Samlingsprov Aftersand Slagghög på aftersand Slagghög vid hyttan Aftersand vid hyttan Stensbotten Slaggvarp: 2 Slaggvarp: 1 Sand slaggvarp:1 Varp Stensbotten: 1 Stensbotten Varp Stensbotten: 2 Stensbotten Varp Stensbotten: 3 Stenhavet Varp Stenhavet: 1 Stenhavet Varp Stenhavet: 2 Stenhavet Varp Stenhavet: 3 Carl XI Varp Carl XI:1-2 Carl XI Varp Carl XI:3 Sala Bly Varp Sala bly:1 Centrala området Varp Centr.omr:1 Summa Fyllning, täckt Område Område Område Område Total summa (442)

52 Figur 21 Områden med gruvavfall 52 (442)

53 Figur 22 Varp i anslutning till Carl XI:s schakt i riktning mot Tistbrottet. 8.3 Geohydrologiska bedömningar Grundvattnet i de lösa avlagringarna vid Sala Silvergruva har undersökts genom installation av grundvattenrör. Sammanlagt installerades femton grundvattenrör (Figur 25). I samband med provtagningen (oktober 2006) uppmättes grundvattenytans nivå i rören, nivåerna redovisas i Bilaga 4. För GV16 saknas värden eftersom röret var torrt vid provtagningstillfället. Resultaten från provtagningarna visar att grundvattnet generellt står relativt djupt i de flesta områden och i när anslutning till berggrunden. Grundvattenytan lutar generellt i riktning mot Griesbachs kanal/pråmån men en mindre del avrinner troligen även mot Västeråsvägen. Eftersom stora delar av området består av varp deponerat mer eller mindre direkt ovanpå berggrunden anses området vara mycket permeabelt ned till bergytan. En relativt stor andel av nederbörden antas även rinna ned i underjordsgruvan genom de talrika gruvöppningar samt Lichtloch som förekommer inom området. Merparten av den nederbörd som inte avrinner i riktining mot Västeråsvägen eller ned i gruvan antas avrinna till Pråmån. Vid skruvborrningar inom centrala gruvområdet i samband med provtagningen påträffades grundvatten endast vid något enstaka tillfälle. Området verkar vara väl dränerat. Under ett naturligt lerskikt återfinns åtminstone där grundvattenrör GV10 installerades artesiskt grundvatten i moränen som underlagrar detta lerskikt. 53 (442)

54 8.4 Inventering av avfallen De inventerade avfallsområdena (Figur 21) skiljer sig åt geomorfologiskt och när det gäller vegetationstäckning. Varpområdet Carl XI 1-2, Stenhavet 1, Stenhavet 3 och Stensbotten 1 och 2 är liksom de båda slaggområdena välexponerade för vittringsprocesser medan Stenhavet 2 och Carl XI:3 har ett visst jordtäcke samt är skogbevuxna. Även om varphögarna historiskt har bearbetats och flyttats om under gruvans produktionstid bör den dominerande delen ha sitt ursprung i närliggande gruvschakt och därför representera malm från olika delar och nivåer i gruvan. Detta innebär att de olika högarna kan ha varierande geokemisk sammansättning vilket kombinerat med exponeringsgraden kan ge upphov till olika masstransporter av metaller från respektive källområde. Även de två inventerade slaggområdena kan karaktäriseras av olika kemisk sammansättning och vittringsbenägenhet. Aftersanden har få direkta exponeringar i ytan. Figur 23 Välexponerad varp i det flacka området Stenhavet 3. I bakgrunden den skogbevuxna höjden Stenhavet 2. Den besiktigade varpen utgörs i samtliga fall av karbonatsten som ofta är något skarnig och mer eller mindre sulfidförande. Varpen är generellt hård och vittringsskorpan, om den förekommer, är sällan mer än några mm tjock. I några enstaka fall har varpstycken påträffats som är mjuka och faller sönder på grund av vittring. Sulfider som pyrit, zinkblände och blyglans kan för det mesta iakttas i varpen och visar i allmänhet relativt liten vittringsbenägenhet. XRF-mätning av varpstycken och på omedelbart omgivande associerade finkornigare fraktioner (sand, grus, jord) indikerar dock att vissa element anrikas i den finkornigare fraktionen. Speciellt framträdande är tendensen för Pb och Zn (Bilaga 3) där högre halter mättes upp i 85% respektive 80% av fallen. Även Sb och Ag visar liknande tendenser med högre halter i den finkorniga fraktionen. Inom Stenhavet 3 påträffades mindre områden av troligtvis handskrätt anrikningsgods (1-2 cm stora, kantiga fragment) som visade höga metallhalter (se analys 14-16, i bilaga 13.9). Halterna i omgivande jord var dock något lägre här. 54 (442)

55 För de djupprovtagningar som genomförts redovisas positionerna för provtagningspunkterna utifrån provtagningsmetodik i Figur 24 till Figur 28. Generellt för djupproverna togs ett prov ut varje halvmeter eller tätare (beroende på ifall lagerföljder påträffades eller ej). I stort sett alla prover som togs upp analyserades med XRF och analysresultatet med detta instrument låg till grund för vilka prover som senare skickades in för laboratorieanalys. Figur 24 Ytprover från mark inom Sala Silvergruva (djup ned till ca 2-3 cm). 55 (442)

56 Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Figur 25 Installerade grundvattenrör inom Sala Silvergruva. Spetsen installerades generellt på eller en bit ned i berggrunden och installation skedde generellt genom skruvborrning i de lösa jordlagren (se bilaga 13.10). I ett tänkt läge för en skruvborrningsprofil installerades ett grundvattenrör pga att vatten påträffades (Skb4 på aftersandskansen). Figur 26 Provgropar inom Sala Silvergruva. Provgropar grävdes med grävmaskin ned till ett djup av ca 2 m. 56 (442)

57 Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Figur 27 Spadgropar inom Sala Silvergruva. Spadgroparna grävdes ned till ett djup av ca cm och samlingsprov från profilen togs ut. Figur 28 Skruvborrningsprofiler inom Sala Silvergruva. Generellt borrades ned till fast botten. I en del tänkta positioner för grundvattenrör installerades inga rör pga. att inget vatten påträffades (ex vis GV7). Dessa 57 (442)

58 presenteras som skruvborrningsprofiler i denna figur istället för som grundvattenrör (se även figur över installerade grundvattenrör) 8.5 Geokemiska undersökningar av varp, avfall och mark Resultatsammanställning varp XRF-analyserna på varp visar för vissa element systematiska avvikelser på grund av interferens mellan olika ämnens toppar i röntgenspektrat. De registrerade höga halterna av Sc beror på interferens på grund av höga calciumhalter i proverna. Höga As-halter (upp till ppm) i XRF-resultaten förklaras av påverkan från det höga blyinnehållet i proverna. De ackrediterade analyserna visar att Ashalten i verkligheten varierar mellan ppm. På samma sätt visar XRF-resultaten genomgående för höga halter av Sb vilket kan förklaras av interferens mellan Lα-toppen för Sb och Kα-toppen för Ca i röntgenspektrat. Sb förekommer dock i proverna och variationen i XRF-halterna uppvisar en korrelation mot laboratorieresultaten. Variationen av Sb-halter över området enligt XRF-mätningen (Figur 29) bedöms därför ha en signifikans och relativt sett högre halter återfinns i det centrala varpområdet. Silver visar en likartad variation med de högsta värdena inom det centrala varpområdet enligt XRF-mätningen. För varp i anslutning till gruvområdet har 11 samlingsprover analyserats från de olika delområden som varje huvudområde delats in i. Resultatet från dessa analyser redovisas i Tabell 6 och områdena presenteras i Figur 17. Kompletta analysprotokoll återfinns i Bilaga 2 (avsnitt 13.2) och XRF-analyser i Bilaga 9 (avsnitt 13.9). 58 (442)

59 Figur 29 Halterna av Sb i de olika provpunkterna inom undersökningsområdet. Varpen består i huvudsak av karbonatmineral vilket visas av det höga innehållet av CaO och MgO i de analyserade proverna (Tabell 6). För Stenhavet uppvisas en relativt sett stor variation i kiselhalt jämfört med de övriga två områdena. Även aluminium kan anses vara relativt lågt men varierar mindre mellan de olika områdena och intervallen för min- och max-värde för varje område överlappar varandra. Likaså gör intervallen för kalcium (vilket har höga halter i analyserna beroende på den övervägande karbonatberggrund som finns inom området), järn (något låg halt) och kalium. Även magnesiumhalten är hög vilket beror på att det vanligast förekommande karbonatmineralet är dolomit även om kalcit inte är ovanligt. Variationen för magnesium är mycket liten och intervallen för de tre områdena överlappar varandra. Mangan kan anses vara relativt lågt och variationen mellan de tre områdena är relativt liten. För natrium är halten låg men Stenhavet uppvisar den klart högsta maxhalten. Likaså är fosfat högre i Stenhavet än Stens botten, för titan är halten relativt lika mellan de olika områdena men kan anses vara tämligen låg vilket troligen kan förklaras med den låga halten silikatmineral. För spårelementen är arsenik relativt likartad i halt mellan de olika områdena, ca 30 ppm. För Stens botten är medel något högre men intervallet överlappar. Varp från omgivningarna kring Carl XI:s 59 (442)

60 schakt har något lägre halt av arsenik. Arsenikhalten kan dock generellt anses vara förhöjd jämfört med typiska svenska bakgrundsvärden där medianhalten för en typisk morän är 3,1 ppm (SGU 2005). Övriga spårelement som har lägre halter i varpen kring Carl XI:s schakt (även om intervallen kan överlappa) är kadmium, kobolt, koppar och kvicksilver. För kadmium, kobolt och koppar är Stenhavet och Stens botten inom samma intervall och har endast marginellt högre i halt än varp kring Carl XI:s schakt. Av dessa element kan kadmium anses vara tydligt förhöjt medan halterna av kobolt och koppar är relativt låga. Även kvicksilver kan anses vara tydligt förhöjt gentemot en svensk normal berggrund. Krom kan anses vara relativt lågt, detta beror mest troligt på att det ofta substituerar för järn i silikater och eftersom järnhalten är relativt låg så finns det färre platser tillgängliga där krom kan substituera. Även nickelhalten är låg i varpen, alla områden ligger inom samma intervall. För bly återfinns de högsta halterna för varpen från Stens botten-området men alla tre områdena ligger i stort sett inom samma intervall om maxvärdet bortses. Bly kan anses vara klart förhöjt i varpen. För svavel ligger de tre delområdena inom samma intervall, mellan ca 0,5-1 (vikts-)%, vilket är något högre än normalt. Antimon kan anses vara förhöjt inom området, alla områdena ligger inom samma intervall men Stens botten uppvisar det högsta värdet och Stenhavet det lägsta värdet. Strontium är även det för de tre områdena inom samma intervall med Stens botten uppvisande en något lägre halt än de övriga två. Vanadinhalten är relativt låg inom området. Stenhavet uppvisar de lägre halter än Carl XI:s schakt och Stens botten. För zink kan halterna anses vara förhöjda, det lägsta värdet kommer från Stenhavet liksom det högsta. Carl XI:s schakt och Stens botten ligger däremellan inom samma intervall. Slutligen uppvisar zirkonium en låg halt vilket kan förklaras med den ringa förekomsten av silikater där de tre områdena ligger inom samma intervall. Sammanfattningsvis kan det konstateras; Kalcium och magnesiumhalten är hög pga den dolomitiska berggrunden samtidigt som halterna av element normalt förekommande i silikatmineral är lågt. Flertalet sulfidbundna element (arsenik, kadmium, kvicksilver, bly och zink samt svavel) återfinns i förhöjda halter inom området. Halterna av sulfidbundna element varierar mellan de olika områdena liksom inom dessa. 60 (442)

61 Tabell 6 Medel, min- och maxvärde för varp från de olika huvudområdena. Varje huvudområde består av tre samlingsprover. Element som anses förekomma i förhöjda halter markerade med grå färg. Ca och Mg är även de förhöjda men inte gråmarkerade eftersom de ingår som en beståndsdel i dolomiten. Varp Stenhavet Varp Carl XI Varp Stensbotten ELEMENT Medel Min Max Medel Min Max Medel Min Max TS % 100,0 99,9 100,0 99,9 99,9 100,0 99,9 99,7 100,0 SiO2 % TS 13,9 10,4 20,8 13,5 12,2 15,1 11,5 9,8 12,9 Al2O3 % TS 2,00 1,68 2,34 1,82 1,54 2,09 2,04 1,67 2,40 CaO % TS 28,2 27,0 29,0 28,2 26,8 29,4 27,8 27,6 28,1 Fe2O3 % TS 2,31 2,09 2,52 2,18 1,91 2,40 2,40 2,28 2,61 K2O % TS 0,343 0,203 0,438 0,330 0,229 0,436 0,235 0,162 0,381 MgO % TS 17,6 17,0 18,4 17,9 17,1 18,6 18,4 18,3 18,6 MnO % TS 0,249 0,243 0,258 0,269 0,256 0,282 0,246 0,237 0,258 Na2O % TS 0,171 0,0697 0,364 0,1245 0,105 0,144 0,0735 0,0735 0,0735 P2O5 % TS 0,028 0,0202 0,0403 0,0198 0,0169 0,022 0,018 0,0154 0,0214 TiO2 % TS 0,0378 0,0329 0,0412 0,0347 0,0311 0,0385 0,0416 0,0305 0,0607 Summa % TS 64,8 61,4 70,3 64,3 63,6 65,4 62,7 61,0 63,6 LOI % TS 30,7 26,1 34,1 31,5 29,9 32,4 32,9 32,0 34,2 As mg/kg TS 30,7 24,7 38,4 28,4 25,3 31,9 38,9 35,2 45,0 Ba mg/kg TS , Be mg/kg TS 2,1 2,07 2,07 0,594 0,594 0,594 0,616 0,616 0,616 Cd mg/kg TS 66,7 9,7 147,0 26,7 23,6 29,8 33,2 22,2 45,4 Co mg/kg TS 4,57 3,39 6,07 2,54 1,58 3,20 3,29 3,06 3,49 Cr mg/kg TS 14,1 11,8 16, Cu mg/kg TS 22,3 15, ,6 9,42 14,7 21,0 18,0 23,1 Hg mg/kg TS 31,0 3,77 57,8 8,2 3,14 15,2 15,4 7,48 20,3 La mg/kg TS Mo mg/kg TS ,75 5,75 5,75 Nb mg/kg TS 9,8 9,75 9,83 8,4 8,02 8,67 8,8 7,97 9,86 Ni mg/kg TS 2,8 1,8 3,9 2,44 2,14 2,98 2,64 2,1 2,99 Pb mg/kg TS S mg/kg TS Sb mg/kg TS 15,2 12,5 17,1 15,9 8,17 25,1 19,9 6,48 44,3 Sc mg/kg TS 1,3 1,25 1,25 1,415 1,39 1,44 1,485 1,45 1,52 Sn mg/kg TS Sr mg/kg TS 40,9 35,6 45,7 41,7 33,8 48,1 31,0 30,1 31,8 V mg/kg TS 2,5 2,39 2,63 3,645 3,4 3,89 3,85 2,84 4,86 W mg/kg TS Y mg/kg TS 6,0 5,77 6,2 5,1 4,82 5,29 5,7 5,36 6,23 Zn mg/kg TS Zr mg/kg TS 28,5 26,6 30,4 29,7 25, ,7 24,8 31, Resultatsammanställning slaggvarp Ett sammanslagningsprov på slaggvarp från upplaget nordost om hyttområdet har analyserats (Tabell 7). Jämfört med den vanliga varpen kan metallerna i slaggvarpen i huvudsak anses föreligga i form av oxider istället för sulfider. Slaggvarpen har generellt ett mycket homogent, finkornigt och slätt utseende med endast mindre mängder blåsor. De element som framförallt verkar ha anrikats i slaggen är kisel, järn, arsenik, barium, kobolt, krom, koppar, molybden, nickel, bly, svavel, tenn, vanadin, yttrium, zink och zirkonium. Att element anrikas beror på att sulfider, troligen en del karbonater och en del andra ingående element avgår i gasfas under rostnings- och smältprocessen i hyttan. Vissa element avgår dock inte i rökgaser beroende på smältans temperatur. Detta leder till att dessa element hamnar i den slagg som bildas vilket leder till en anrikning av dessa element (jämfört med den ingående malmen). Dessutom är det känt att det tillsattes järnskrot till smältprocessen, detta järn hamnar som en beståndsdel i slaggen. Detta förklarar den höga järnhalten som provet på slaggvarp uppvisar. Om den malm som är ursprunget till slaggen antas ha haft ungefär samma titan- och zirkoniumkoncentration som varpen bör massförändringen (mängd järn tillsatt vid smältningen 61 (442)

62 inkluderat) vara ca 2-4 gånger dvs. av det material som gått in i ugnen har ca % avgått som rökgaser eller i form av färdig produkt (verkbly). De element som framförallt tycks ha försvunnit med rökgaserna är kalcium och magnesium eftersom dessa relativt varp minskat med ca % samt kvicksilver eftersom koncentrationen i slaggvarpen bara är ca en tolftedel av medelvärdet på den analyserade varpen. Element i slaggvarpen som kan anses vara förhöjda i jämförelse med en normal berggrund är framförallt järn, arsenik, barium, kadmium, kobolt, koppar, kvicksilver, molybden, nickel, bly, svavel, antimon, tenn samt zink. Av dessa kan framförallt bly och zink anses vara kraftigt förhöjda. Tabell 7 Analysresultat MG-1 på sammanslagningsprov av slaggvarp. Halterna för slaggvarpen jämförs i tabellen med de medelvärden som beräknats för varp i området. Varp Stenhavet Varp Carl XI Varp Stensbotten Slaggvarp ELEMENT Medel Medel Medel TS % 100,0 99,9 99,9 100 SiO2 % TS 13,9 13,5 11,5 26,3 Al2O3 % TS 2,00 1,82 2,04 3,5 CaO % TS 28,2 28,2 27,8 8,7 Fe2O3 % TS 2,31 2,18 2,40 50,4 K2O % TS 0,343 0,330 0,235 0,659 MgO % TS 17,6 17,9 18,4 6,85 MnO % TS 0,249 0,269 0,246 0,638 Na2O % TS 0,171 0,1245 0,0735 0,319 P2O5 % TS 0,028 0,0198 0,018 0,118 TiO2 % TS 0,0378 0,0347 0,0416 0,121 Summa % TS 64,8 64,3 62,7 97,6 LOI % TS 30,7 31,5 32,9-6 As mg/kg TS 30,7 28,4 38,9 303 Ba mg/kg TS Be mg/kg TS 2,1 0,594 0,616 1,56 Cd mg/kg TS 66,7 26,7 33,2 0,979 Co mg/kg TS 4,57 2,54 3,29 41,8 Cr mg/kg TS 14, ,6 Cu mg/kg TS 22,3 12,6 21, Hg mg/kg TS 31,0 8,2 15,4 1,19 La mg/kg TS ,1 Mo mg/kg TS - - 5,75 13,5 Nb mg/kg TS 9,8 8,4 8,8 9,29 Ni mg/kg TS 2,8 2,44 2,64 15,7 Pb mg/kg TS S mg/kg TS Sb mg/kg TS 15,2 15,9 19,9 6,98 Sc mg/kg TS 1,3 1,415 1,485 3,08 Sn mg/kg TS Sr mg/kg TS 40,9 41,7 31,0 63,7 V mg/kg TS 2,5 3,645 3,85 53,3 W mg/kg TS Y mg/kg TS 6,0 5,1 5,7 20,9 Zn mg/kg TS Zr mg/kg TS 28,5 29,7 27,7 78,8 62 (442)

63 Sammanfattningsvis så visar analysen på slaggvarp att; Genom rostning- och smältning har vissa element klart minskat i halt medan andra element uppvisar en betydlig haltförhöjning dvs. koncentrerats upp i slaggvarpen. Slaggvarpen innehåller generellt betydligt högre halter av metaller än vad varpen gör. Antalet metaller som har förhöjda halter är generellt sett fler i slaggvarp än i varp och aftersand. Figur 30 Slaggvarpsupplaget i riktning mot hyttan. Den röda färgen på slaggvarpen är orsakad av någon form av algpåväxt Resultatsammanställning aftersand Aftersand provtogs i ett flertal skruvborrningsprofiler samt provgropar på aftersandskansen. En detaljerad profil på aftersandskansen (GV7) analyserades på laboratorie. I denna profil ingick även prover på jordtäckningen och det naturliga underlaget (lera). I Tabell 8 redovisas dock enbart resultaten från analyserna på aftersand. Resultatet redovisas på två olika sätt, med eller utan provet från cm djup under markytan. Orsaken till detta val att redovisa resultaten är en en något avvikande kemisk sammansättning på detta prov (ex vis högre barium-, kadmium-, kvicksilver-, bly- och zinkhalter). Kompletta analysprotokoll återfinns i Bilaga 2. Utseendemässigt var det översta aftersandprovet från cm djup något brunare än den övriga vilken var grå/gråvit i färgen. Inga andra skiktningar eller vittringsprofiler kunde visuellt iakttas om det översta provet i aftersanden untantas. Ett liknande brunare skikt påträffades inte i de övriga profilerna på aftersandskansen och det är möjligt att detta skikt orsakats i samband med täckningen av aftersandskansen. Markytan kan ha jämnats av, material kan ha deponerats där från något annat område inom Sala Silvergruva m fl. förklaringar. 63 (442)

64 Haltskillnaderna är inte speciellt stora mellan den grå/gråvita aftersanden och den varp som har analyserats. Huvudelement som ligger i paritet med vad som analyserats i varpen är aluminium, järn, kalium, magnesium, mangan, natrium, fosfor och titan medan kisel ökat i koncentration samtidigt som kalcium minskat. Bland spårelementen ligger arsenikhalten något lägre än hos den analyserade varpen men fortfarande på samma nivå, barium, niobium, nickel, scandium, strontium (något lägre men fortfarande på samma nivå), yttrium och zirkonium har samma halter som i varp medan koppar, molybden, bly och till viss del vanadin har högre halter. Den högre halten av bly kan förklaras med att det är malm och inte varp som är ursprunget till aftersanden (även om aftersanden är en avskiljd restprodukt). Det bly som inte kunde separeras i vaskverket hamnade i aftersanden vilket leder till högre halter än i varpen. Ursprunget till den högre kopparhalten kan vara densamma som för bly men eftersom Salamalmen var kopparfattig är en annan trolig förklaring den att man har lakat denna aftersand i extrationsverket. En av de kemikalier som användes var nämligen en varm kopparsulfatlösning för att lösa eventuella salter i det lakade materialet. Det kan antas att en del av denna koppar har adsorberat till mineralytor på aftersanden eller funnits löst i porvatten och därför deponerats tillsammans med aftersanden på aftersandskansen. Spårelement som har minskat i halt jämfört med varpen är beryllium, kadmium, kobolt, kvicksilver, svavel och antimon. Det kan på goda grunder antas att dessa element lösts upp i lakningen i extraktionsverket och på så sätt lösts ut från aftern. Tabell 8 Medel-, Min- och maxhalter i aftersand på aftersandskansen. Totalt 9 prover inklusive prov cm respektive 8 prover utan prov cm. Analyser utförda på laboratorie (MG-1). Nivån mellan cm har uteslutits i den ena sammanställningen eftersom detta prov har en något avvikande sammansättning. Element som anses förekomma i förhöjda halter är gråmarkerade i tabellen. Aftersand GV7 Aftersand GV7 Medel (med cm) Min (med cm) Max (med cm) Medel (utan cm) Min (utan cm) Max (utan cm) TS % 90,4 83,1 94,7 89,8 83,1 93,7 SiO2 % TS 20,2 18,4 27,5 19,3 18,4 21,1 Al2O3 % TS 2,5 2,07 3,76 2,3 2,07 2,87 CaO % TS 24,4 21,0 25,3 24,9 23,6 25,3 Fe2O3 % TS 2,7 2,56 3,50 2,6 2,56 2,72 K2O % TS 0,4 0,27 0,74 0,4 0,27 0,50 MgO % TS 18,4 17,40 19,10 18,5 17,70 19,10 MnO % TS 0,24 0,21 0,25 0,24 0,23 0,25 Na2O % TS 0,16 0,12 0,28 0,15 0,12 0,24 P2O5 % TS 0,03 0,02 0,05 0,03 0,02 0,03 TiO2 % TS 0,05 0,04 0,09 0,04 0,04 0,06 Summa % TS 69,1 67,2 74,5 68,4 67,2 69,1 LOI % TS 27,5 20,2 29,0 28,4 27,2 29,0 As mg/kg TS 27,76 21,40 43,20 25,83 21,40 28,00 Ba mg/kg TS 299,96 96, ,00 186,20 96,60 293,00 Be mg/kg TS 0,96 0,89 1,10 0,94 0,89 1,04 Cd mg/kg TS 21,98 11,90 75,60 15,28 11,90 18,30 Co mg/kg TS 2,59 2,14 4,08 2,41 2,14 2,71 Cr mg/kg TS Cu mg/kg TS 99,79 86,20 114,00 101,26 86,20 114,00 Hg mg/kg TS 6,24 1,87 36,10 2,51 1,87 3,14 La mg/kg TS - - 6, Mo mg/kg TS 11,31 8,48 13,10 11,20 8,48 13,10 Nb mg/kg TS 7,69 6,40 9,21 7,52 6,40 9,21 Ni mg/kg TS 2,42 1,98 3,70 2,26 1,98 2,94 Pb mg/kg TS S mg/kg TS Sb mg/kg TS 7,18 3,89 15,90 6,09 3,89 8,61 Sc mg/kg TS 1,57 1,22 1,96 1,44 1,22 1,59 Sn mg/kg TS Sr mg/kg TS 33,66 31,90 38,70 33,24 31,90 38,70 V mg/kg TS 4,88 3,46 8,48 4,43 3,46 6,66 W mg/kg TS Y mg/kg TS 6,15 5,65 7,31 6,12 5,65 7,31 Zn mg/kg TS Zr mg/kg TS 28,4 24,4 44,2 26,5 24,4 30,7 Den djupprofil som visas i Figur 31 uppvisar ingen tydlig vittrings- eller anrikningsprofil om det översta provet från aftersanden (40-50 cm djup) undantas. Den högre halten i detta prov förklaras istället med att det har en något annorlunda kemisk sammansättning än övrig aftersand och inte erhållit sin annorlunda sammansättning genom skenbar anrikning (orsakad av massförlust). En alternativ förklaring kan vara att det är ett slumpvis fel som beror på att ett icke representativt prov togs ut på laboratoriet. Detta motsägs dock av den avvikande färgen i detta skikt jämfört med övrig aftersand. I de andra provpunkterna inom aftersandskansen påträffades inget skikt liknande detta. Det översta 64 (442)

65 provet i Figur 31 består av det material som använts för att täcka upplaget (ca 40 cm sandhaltigt material) och det understa provet är den naturliga leran i området. Figur 31 Djupprofil över profil GV7 från aftersandskansen. Det översta och det understa provet är täckmaterial respektive det naturliga underlaget, se markerade områden i profilen för kisel (SiO 2 ). 65 (442)

66 Figur 32 Lagerföljd i den översta metern av profil GV4. Rödbruna skiktet (ca 0-40 cm) är den pålagda sanden/jorden och därunderföljer en gråvit aftersand. Det översta provet av aftersanden i provpunkt GV7 som redan visuellt kunde särskiljas från övrig aftersand, innehåller högre halter av kisel, aluminium, titan, arsenik, kadmium, kvicksilver, bly, svavel, antimon, zink och zirkonium dvs. högre halter av element ingående i silikater och malmmineral (sulfider). Detta kompenseras av en lägre koncentration av kalcium i detta prov. Ovanstående resultat kan innebära att materialet är vittrat (karbonater har förbrukats och mobiliserade element är sekundärt fastlagda till mineralytor pga det höga ph-värdet). Det som motsäger denna tolkning är att inga andra borrprofiler uppvisade den färgskiftning som GV7 gjorde. Troligen är därför de höga halterna av vissa element i ytprovet från aftern i GV7 en anomali. Den sekventiella lakningen 66 (442)

67 p material från cm djup visade även att merparten av elementen föreligger i sekundära faser vilket tyder på att materialet blivit lakat. För att försöka visa på vilka element som frigjorts från aftersanden via vittrings- och buffringsprocesser har Figur 33 tagits fram. Svavel har använts som normaliseringselement eftersom man vill ta bort den andel av elementen som föreligger i sulfidform. Efter normalisering är tanken att man skall kunna urskilja eventuella anriknings- eller urlakningsnivåer i djupprofilen vilka skulle ha kunnat maskerats av en materialförlust (eller anrikning). Denna normalisering visas i Figur 33 och den visar att elementen Cd, Hg, Zn och till viss del Pb fortfarande uppvisar en klar anrikning i det översta aftersandprovet. Denna topp visar alltså element som föreligger i annan form än sulfider eftersom vid en motsvarande haltökning av svavel skulle kvoten för dessa element var densamma som i de djupare proven. Figur 33 Svavelnormaliserad profil från aftersandskansen. För jämförelse se Figur 31. Både kvicksilver och kadmium är element som ofta förekommer i anslutning till zinkblände. I ett vittrande sandmagasin påträffas normalt sett en relativt tydlig anrikningszon under oxidationsfronten. I provpunkt GV7 i aftersandskansen kan inte någon sådan med tydlighet urskiljas. Eventuellt kan en viss haltökning urskiljas kring nivån cm under markytan vilken kvarligger för elementen vid en normalisering mot svavel.. I normalfallet kan med en normalisering med svavel göra att den sekundära anrikningen blir lättare att identifiera. Om vittring sker i den ytligare aftersanden tyder resultatet (utan en tydlig sekundär anrikning nedanför oxidationsfronten) på att de mobiliserade elementen inte i någon nämnvärd omfattning transporteras iväg med infiltrerande vatten utan huvudsakligen fastläggs genom sorption till mineralytor på den nivå på vilken vittringen sker. Att fastläggningen blir så effektiv beror troligen på det höga ph-värdet i aftersanden. Om vi antar att man i samband med täckningen av aftersandskansen utjämnat ytskiktet så kan anrikningen i den nuvarande ytan av aftersanden vara en sekundär anrikningszon för kadmium, kvicksilver, zink och till viss del antimon. Den något bruna färgen kan härröra från sekundära järnoxider vilken är en effektiv sorbent för katjoner vid det höga ph-värde som råder. Inga belägg finns dock för att någon ytutjämning gjordes i samband med täckningen, den sekventiella lakningen 67 (442)

68 som utfördes (se avsnitt 8.9.2) tyder dessutom på att åtminstone provet från cm djup har metallerna bunda till sekundära faser och inte i sulfider. Detta kan vara en förklaring till varför ingen tydlig vittringshorisont återfunnits. Materialet har lakats innan deponering och sulfider har därvid till allra största delen lösts upp av lakvätskan. Metallerna som kvarstannat i aftersanden har därför bundits till sekundära faser. Alternativet att aftersandskansen vittrat ned till ca 4-5 meters djup får anses som mindre realistiskt på en tidsperiod om lite drygt hundra år. Vittringen går långsammare vid högre phvärden även om reaktion gynnas, ytterligare ett faktum är att syrediffusionen snabbt minskar med ökat djup under markytan. Både kadmium och zink anses normalt vara tämligen mobila element vilka vid en eventuell vittring (även under neutrala förhållanden) inte kan anses vara de element som i första hand skulle uppvisa en anrikningszon, troligare skulle det vara att man skulle se en anrikningszon för ex vis bly och koppar vilka båda är betydligt mer immobila än kadmium och zink. Antimon är inte heller något av de element som förväntas uppvisa en tydlig anrikningshorisont eftersom den, i likhet med molybden och arsenik, bildar oxyanjoner vilka är relativt mobila under oxiderande och ph-neutrala förhållanden. Från slaggvarpsområdet ost-nordost om hyttan provtogs vad som antogs vara aftersand. En jämförelse mellan denna och den något brunaktigare aftersanden på nivå cm i GV7 samt övriga analyser i profil GV7 visar att arsenik, barium, kadmium, kobolt, kvicksilver, nickel, svavel, antimon, zink och zirkonium förekommer i högre halter i aftersanden från hyttan (Tabell 9). Element som förekommer i lägre halt är koppar, molybden och strontium medan halterna av de resterande spårelementen är i paritet med varandra. Slutsatsen är att det provtagna materialet otvetydigt efter både visuell granskning samt tolkning av den kemiska sammansättningen är aftersand. Aftersanden från slaggvarpsområdet har dock en något annorlunda kemisk sammansättning än aftersanden inom aftersandskansen. Eventuellt kan de lägre kopparhalterna samt högre halter av andra sulfidassocierade element i aftersanden från slaggvarpsområdet tyda på att materialet inte lakats. Orsaken till de högre halterna av koppar i aftersandskansen skulle då kunna förklaras med det kopparsulfat som tillsattes i Russellprocessen för att lösa upp salter. Detta antagande förutsätter dock att aftersanden inom aftersandskansen lakats och att ursprungsmaterialet till de båda aftersanddeponierna varit av en likartad mineralogisk och kemisk sammansättning. Sammanfattningsvis så kan man för resultaten på aftersanden säga att; Aftersanden har generellt sett förhöjda halter av ett flertal element (arsenik, koppar, kvicksilver, bly och zink) samt till viss del förhöjda halter av svavel. Inga tydliga vittrings- eller anrikningshorisonter kunde påvisas i aftersandskansen. Detta tyder på att materialet endera inte innehåller några nämnvärda mängder sulfider utan att metallerna redan är närvarande i andra faser (ex vis adsorberat, fastlagt till järnoxider mm) alternativt att i det fall aftersandskansen innehåller sulfider och vittrar aktivt att de genom sulfidvittring mobiliserade elementen sorberar på exakt den nivå där de mobiliserats. Rörligheten/tillgängligheten blir i båda fallen mycket liten för de i aftersanden ingående metallerna. 68 (442)

69 Tabell 9 Jämförelse mellan aftersand i slaggvarpshögen och after inom aftersandskansen. Gulmarkerade element har högre halt och blåmarkerade element lägre halt i slaggvarpsaftern än på aftersandskansen. ELEMENT SAMPLE Sand slaggvarp:1 GV Medel (utan cm) Min (utan cm) Max (utan cm) TS % 99,7 94,7 89,83 83,10 93,70 SiO2 % TS 23,5 27,5 19,25 18,40 21,10 Al2O3 % TS 3,87 3,76 2,34 2,07 2,87 CaO % TS 21, ,86 23,60 25,30 Fe2O3 % TS 2,64 3,5 2,62 2,56 2,72 K2O % TS 0,848 0,742 0,38 0,27 0,50 MgO % TS 16,6 17,4 18,50 17,70 19,10 MnO % TS 0,209 0,214 0,24 0,23 0,25 Na2O % TS 0,186 0,279 0,15 0,12 0,24 P2O5 % TS 0,0461 0,054 0,03 0,02 0,03 TiO2 % TS 0,0781 0,0896 0,04 0,04 0,06 Summa % TS 69,4 74,5 68,40 67,20 69,10 LOI % TS 21,5 20,2 28,36 27,20 29,00 As mg/kg TS ,2 25,83 21,40 28,00 Ba mg/kg TS ,20 96,60 293,00 Be mg/kg TS 1,03 1,1 0,94 0,89 1,04 Cd mg/kg TS ,6 15,28 11,90 18,30 Co mg/kg TS 5,43 4,08 2,41 2,14 2,71 Cr mg/kg TS 11,6 <10 <10 <10 <10 Cu mg/kg TS 64, ,26 86,20 114,00 Hg mg/kg TS 74,7 36,1 2,51 1,87 3,14 La mg/kg TS <6 6,49 <6 <6 <6 Mo mg/kg TS 6,17 12,2 11,20 8,48 13,10 Nb mg/kg TS 9,32 8,75 7,52 6,40 9,21 Ni mg/kg TS 4,34 3,7 2,26 1,98 2,94 Pb mg/kg TS , , ,00 S mg/kg TS , , ,00 Sb mg/kg TS 16,7 15,9 6,09 3,89 8,61 Sc mg/kg TS 1,64 1,96 1,44 1,22 1,59 Sn mg/kg TS <20 <20 <20 <20 <20 Sr mg/kg TS 28, ,24 31,90 38,70 V mg/kg TS 7,36 8,48 4,43 3,46 6,66 W mg/kg TS <60 <60 <60 <60 <60 Y mg/kg TS 7,21 6,43 6,12 5,65 7,31 Zn mg/kg TS Zr mg/kg TS 45,7 44,2 26,48 24,40 30,70 69 (442)

70 Figur 34 Aftersand i slaggvarpsupplaget öster om hyttan. För analysresutat se Tabell Avfall inom centrala gruvområdet och hyttan Avfallen inom området visade sig vara av relativt heterogen karaktär. Mestadels är utfyllnaden bestående av varp (även inom centrala gruvområdet) men framförallt inom hyttområdet förekom även aftersand (ev. vasksand eller s.k. after från bokhusen), slagg, tegel, kolrester samt varp (se Bilaga 5). Viss förekomst av röda/gula finkorniga skikt indikerar att rostad slig eller eller en restprodukt från ex vis rostningen till viss del deponerats inom området (Figur 36). Kolrester påträffades bl.a. i trädgården sydost om hyttområdet. Korrelationer som beräknats mellan XRF-mätningarna i fält och de analyser som utförts på laboratoriet uppvisar god korrelation för bly och zink samt relativt god korrelation för kalcium. Zink uppvisade en lägre noggrannhet vid riktigt höga halter ( ppm). För de lägre halterna kunde för de flesta element en förbättrad korrelation åstakommas genom att man separerade de höga och de låga halterna och gjorde separata korrelationsberäkningar. För övriga element är spridningen relativt stor. Resultaten från XRF-analyserna bedöms dock som relevanta även om det absoluta värdet kan vara missvisande. Som påpekats i kapitlet om inventeringen av varp (se avsnitt 8.5.1)så har interferenser identifierats vilka förklarar merparten av skillnaden i halt mellan XRF- och laboratorieanalyserna. De fasta proverna från områdesinventeringen hade även en större skillnad i vattenkvot än vad varpproverna hade amt en mer heterogen sammansättning (kornstorlek samt materialursprung) varför resultatet bör bli osäkrare för XRF-mätningar på material från skruvborrningar och provgropar. 70 (442)

71 Figur 35 Korrelationer mellan XRF i fält och laboratorieanalyser. 71 (442)

72 Figur 36 Del av borrprofil Skb cm, Hyttområdet. Det rödaktiga, finkorniga, materialet är bedömt som en rostad anrikningsprodukt. Notera kolet i lagret ovanför. Borrningar genomfördes ned till fast botten eller till dess att borrning inte längre kunde genomföras eller det att den naturliga underlagrande leran påträffades. Medelvärdena för utvalda element i XRF-mätningarna på aftersand, kol, slaggvarp och varp i fyll redovisas i Tabell (442)

73 Tabell 10 Medelvärde för XRF-mätningar på fyllnadsmassor (17 prov). Vad som betecknas som förhöjda halter är gråmarkerade. Antal Pb Zn Cu Fe Mn Ca K Sb Cd As Hg Ti prov ppm ppm ppm % ppm % ppm ppm ppm ppm ppm ppm Aftersand Medel Kol Medel Slagg Medel * Varp Medel ** 439** - - * uppmätt i 4 prov ** uppmätt i 2 prov Bly, zink, koppar, antimon, kadmium, arsenik och kvicksilver är enligt XRF-mätningarna förhöjda i den aftersand som påträffades inom området. Vad som karakteriserats som aftersand eller som en finkornig restprodukt från hyttan påträffades i provpunkterna GV10, GV16, Skb7, Skb8, Skb11, Skb12 samt GV19. Kolrester påträffades i följande provpunkter; Skb11, GV17 samt Skb10. Bly, zink, koppar, kadmium samt arsenik uppvisar förhöjda halter i detta material. Slagg påträffades i provpunkterna GV10, GV16, Skb7, samt GV17 i varierande omfattning. Inga XRF-mätningar på enbart slaggmaterial genomfördes men för de prover som togs ut där slagg påträffades erhölls mätresultet enligt Tabell 10. Framförallt är bly, zink och arsenik förhöjda enligt dessa mätningar men även koppar och kadmium. Den låga järnhalten tyder på att ingen mätning genomförts direkt på slaggmaterial eftersom slaggvarpen öster om hyttan innehåller betydligt högre järnhalter. Antimon uppmättes i ett prov men överskattades kraftigt vid mätningarna på varp pga. interferenser. För material uttaget vid provtagningarna inom industriområdet fanns bara tre mätningar där antimon uppmättes och korrelationen blev negativ. Analysvärdet bör därför tolkas med försiktighet. Även varp har påträffats som utfyllnadsmaterial och då främst inom de centrala delarna av gruvområdet samt inne på Sala blys område. I varpen är framförallt bly- och zinkhalterna förhöjda enligt XRF-mätningarna men även koppar, arsenik liksom kadmium (dock bara detekterat i två prover) uppvisar förhöjda halter. De provpunkter där respektive materialtyp påträffades redovisas i Figur 37 till Figur (442)

74 Figur 37 Profiler inom gruvområdet där aftersand påträffats. Figur 38 Profiler inom gruvområdet i vilka kolrester påträffats. 74 (442)

75 Figur 39 Profiler inom gruvområdet där slagg i varierande omfattning påträffats. Figur 40 Varp i utfyllnader inom Sala Silvergruvas område påträffat vid borrning. 75 (442)

76 Sammanfattningsvis kan några slutsatser rörande den geokemiska sammansättningen av varp, avfall och övriga markprover uppställas; För de korrelationskurvor som tagits fram för XRF-mätningarna kan ses att bly och zink uppvisar relativt god korrelation medan den för resterande element är sämre. Detta kan för t.ex. arsenik bero på att arseniken beräknas mellan två toppar för bly och vid höga blyhalter (som i Sala) blir noggrannheten sämre. Jämfört med Swecos undersökning av hyttområdet (Sweco 2003a) är generellt blyhalten i denna undersökning något högre, likaså är zink något högre medan kvicksilverhalten är något lägre liksom arsenikhalten. Varpen inom området innehåller troligen merparten av sitt metallinnehål i form av sulfider, övriga avfall förutom kolrester som påträffades har troligen sitt metallinnehåll bundet i form av sekundära mineral, metaller adsorberade till sekundära (främst i form av oxider) liksom primära mineral. Beräknade medelvärden på totalhaltsanalyser från avfall inom Sala silvergruva (Tabell 11) överensstämmer relativt väl med de för XRF-mätningarna (Tabell 10) presenterade medelvärdena för de olika avfallstyperna, även om halterna av bly och zink generellt verkar ha underskattats samtidigt som halterna av antimon, kvicksilver och kadmium generellt verkar ha överskattats i XRF-mätningarna. Standardavvikelsen medelvärdet hos proverna i Tabell 11 är för dessa prover relativt stor. Med tanke på områdets heterogena materialsammansättning inom området så är detta fullt förklarligt. Tabell 11 MG-1 analyser på avfall inom Sala Silvergruva; i huvudsak inom centrala gruvområdet, Sala bly och hyttan. Ett prov är på lera innehållande vad som troligen är sulfider(ev. sekundära) i de översta 30 cm. Halter som anses vara förhöjda är gråmarkerade. ELEMENT GV10 saml,prov cm SKB SKB SKB GV16a 0-50 cm SKB SKB GV GV Varp 4 SKB7: S8:0-0,2 PG10:0-0,6 Slagg, after Röd "sand" Brungul sand Fyll Aftersand Brungul "sand" Moränfyll gråbrun Fyll och varp Varvig lera grå övre 30 cm med sulfidfläckar sedan brun Slaggvarp samlingsprov Gul sand Ytjord Blandat avfall TS % 89,1 86,5 91,4 40,8 88,2 97,6 95,1 88, ,5 86 SiO2 % TS 32,5 34,6 47,1 6,48 22,8 27,7 53,5 23, ,1 34,6 29,3 Al2O3 % TS 8,03 6,48 8,85 1,51 3,59 4,66 10,7 3,39 3,58 3,4 6,26 6,61 CaO % TS 15,3 5,09 9,69 7,41 23,2 20,1 8,64 23,1 8,22 21,4 16,4 13,9 Fe2O3 % TS 5,45 29,6 5,72 0,774 3,2 2,86 3,7 3,46 43,4 3,17 4,12 3,87 K2O % TS 1,41 0,826 2,04 0,357 0,657 1,09 2,47 0,716 0,626 0,694 1,2 1,5 MgO % TS 10,2 4,49 8 1,91 16,7 13,3 5,38 14,2 7,24 17,8 12,4 12,5 MnO % TS 0,17 0,24 0,174 0,0778 0,232 0,2 0,129 0,207 0,544 0,204 0,203 0,157 Na2O % TS 0,857 0,384 1,56 0,271 0,254 1,03 2,32 0,39 0,242 0,264 1,29 0,8 P2O5 % TS 0,102 0,114 0,0911 0,129 0,0622 0,0429 0,0983 0,233 0,0816 0,0479 0,0743 0,0805 TiO2 % TS 0,309 0,244 0,287 0,0563 0,0742 0,127 0,273 0,0897 0,116 0,0736 0,175 0,255 Summa % TS 74,3 82,1 83, ,8 71,1 87,2 68, ,2 76,7 69 LOI % TS 19,3 9,2 13,7 79,3 24,5 27,7 9,2 25,9-4,8 21,4 18,9 21,6 As mg/kg TS ,3 16,8 62,2 12,8 49, ,5 50,5 11,2 Ba mg/kg TS Be mg/kg TS 2,56 2,83 1,84 <0,6 0,937 0,876 1,41 <0,6 1,87 1,52 1,37 1,41 Cd mg/kg TS 56 34,6 26,4 5, <2 8,34 47,4 2,1 40,6 50,2 4,81 Co mg/kg TS 5,43 21,6 6,1 2,47 5,93 2,61 4,14 7,16 43,3 2,32 6,52 5,65 Cr mg/kg TS 69, ,3 <10 <10 19,8 47,6 14,2 271 <10 26,5 42,2 Cu mg/kg TS ,4 40,7 72, ,4 63,9 15 Hg mg/kg TS 34,8 33,8 4,83 5,1 89,9 0,296 4,49 35,1 0,305 34,4 53,5 0,837 La mg/kg TS 22,9 23,4 20,1 <6 <6 <6 16,8 9,49 24,7 <5 11,7 17 Mo mg/kg TS 10,2 13,1 <6 <6 7,15 <6 9,83 7,63 23,2 15,2 8,28 <6 Nb mg/kg TS 9,37 10,3 8,56 <6 6,73 <6 6,28 8,83 <6 <5 5,72 9,14 Ni mg/kg TS 65, ,3 3,8 4,71 4,87 7,17 5,71 29,6 4,03 7,68 11,1 Pb mg/kg TS S mg/kg TS Sb mg/kg TS 57,4 9,89 1,21 17,5 16,4 0,738 4,54 20,1 25, Sc mg/kg TS 6,58 7,33 7,13 1,27 1,61 3,14 7,98 2,2 2,31 1,61 5,06 5,83 Sn mg/kg TS <20 <20 <20 <20 <20 <20 55,7 <20 22,7 <20 Sr mg/kg TS , ,9 82, ,9 41,8 33, ,9 V mg/kg TS 51 89,5 39,4 7,73 7, , ,5 7,71 31,2 37,4 W mg/kg TS <60 <60 <60 <60 <60 <60 <60 <60 <60 <50 <50 <60 Y mg/kg TS 18,4 19,2 24,2 2,99 7,42 11,9 20,5 6, ,6 10,6 16,9 Zn mg/kg TS Zr mg/kg TS 92 86, ,58 50,8 99, ,3 73,9 40,6 76,4 156 Ag mg/kg TS , Geokemiska undersökningar av sediment Karaktärisering och halter Sedimenten i Pråmån provtogs i sammanlagt 10 punkter. För provtagningspunkternas läge se karta i Figur 41. Samtliga upptagna prover har analyserats på laboratorium. Medelvärden och standardavvikelse samt antal prover för varje punkt redovisas i Tabell 12. Fullständiga analysprotokoll återfinns i Bilaga (442)

77 Figur 41 Karta som visar provtagningspunkter för sediment i Pråmån. Sedimenten i punkterna Pråmån 1-3 karaktäriserades generellt av mörkbrunt till svart detritalt material. I framförallt punkterna 2 och 3 fanns inslag av organiskt material (rötter, löv etc.). I samtliga dessa punkter kunde aftersand noteras. I punkterna Pråmån 4-10 var den generella bilden att ytsedimenten var relativt lösa och svarta. Ytsedimenten underlagrades av fastare material, brunt och i vissa punkter ljusare mer naturliga sediment. Inslaget av organiskt material var betydande, framförallt i ytsedimenten. I dessa punkter har ingen aftersand kunnat noteras. Sedimentens TS-halt (torrsubstans) varierar längs Pråmåns sträckning och på djupet i de provtagna punkterna. Generellt kan en högre TS-halt noteras på djupare nivåer. Låg TS-halt, dvs. lösa sediment kan framförallt noteras i ytan i punkterna Pråmån 2 och (442)

78 Tabell 12 Sammanfattning av analysresultat för sedimenten i Pråmån (punkterna 1-5). I tabellen redovisas medelvärden, standardavvikelse och antal prover. För antimon redovisas dock bara analysresultat då endast tre prover analyserats avseende detta element. I beräkningarna har halter underrapporteringsgräns inkluderats som halva rapporteringsgränsens värde. Detta markeras av att siffrorna är feta och kursiverade. TOC i Pråmån 3 har endast analyserats i ett prov. Gråmarkerade rader visar på element som bedöms förekomma i kraftigt förhöjda halter. Element Pråmån 1 Pråmån 2 Pråmån 3 Pråmån 4 Pråmån 5 [2 prover] [4 prover] [3 prover] [3 prover] [2 prover] Medel Std. av. Medel Std. av. Medel Std. av. Medel Std. av. Medel Std. av. [%] TS 30,4 0,1 27,1 20,5 44,6 19,3 28,7 5,4 63,4 9,9 [% TS] SiO2 31,7 0,78 30,0 4,04 26,2 5,38 47,2 5,69 33,4 2,33 Al2O3 5,86 0,15 5,80 0,63 4,4 0,78 9,88 1,24 6,22 0,97 CaO 7,81 0,60 9,01 4,74 13,1 3,76 3,48 0,16 14,1 0,42 Fe2O3 5,75 0,07 4,99 1,55 3,5 0,82 5,71 0,31 3,40 0,07 K2O 1,20 0,0 1,21 0,14 0,9 0,15 2,32 0,37 1,31 0,23 MgO 9,45 0,92 9,73 4,22 14,4 3,72 4,14 0,33 14,3 1,77 MnO 0,31 0,17 0,18 0,04 0,2 0,01 0,15 0,02 0,18 0,02 Na2O 0,67 0,01 0,64 0,12 0,5 0,11 1,43 0,18 0,66 0,22 P2O5 0,19 0,01 0,22 0,14 0,1 0,07 0,23 0,04 0,10 0,01 TiO2 0,22 0,00 0,21 0,02 0,1 0,005 0,43 0,07 0,21 0,04 LOI 29,7 3,25 31,1 12,9 45,1 25,5 21,0 6,47 19,2 0,64 [mg/kg TS] As 57,9 1,70 53,2 3,43 59,5 35,2 19,7 6,21 30,9 4,03 Ba , , Be 1,71 0,01 1,64 0,13 1,2 0,16 2,23 0,28 1,50 0,05 Cd , , ,9 Co 12,1 2,2 9,21 5,39 10,2 5,03 11,8 0,50 6,49 0,95 Cr 37,2 5,7 38,4 5,21 42,4 6,47 65,7 1,98 26,8 9,05 Cu 80,9 5,4 93,9 7,03 88,9 43,4 61,7 15,8 52,0 9,48 Hg 64,3 15,8 60,4 12, ,7 7, ,3 La 30,0 0,28 27,2 8,46 11,8 1,7 40,9 5,49 17,2 0,85 Mo 3-4,9 2,2 5,4 3, Nb 7,72 0,53 9,4 2,01 7,5 4,6 10,1 1,28 10,4 0,35 Ni 12,0 0,57 12,6 3,43 21,0 5,21 19,0 1,85 7,04 0,60 Pb S Sb 4,84 Sc 4,91 0,07 5,0 0,71 2,86 0,48 8,83 1,29 4,39 0,88 Sn Sr 53,7 1,13 64,2 11,8 47,1 5, ,1 60,3 20,6 V 39,2 5,30 34,1 8,21 15,7 0,60 57,9 7,41 28,4 0,57 W Y 24,4 0,42 22,1 5,39 11,7 1,08 33,0 5,09 15,3 0,92 Zn Zr 89,2 10,7 88,0 11,5 63,5 12, ,3 97,7 1,27 TOC 2,3 - Den generella bilden av sedimenten är att föroreningsinnehållet är betydande. Framförallt är det halterna av kvicksilver, kadmium, bly och zink som är kraftigt förhöjda. Medelhalten av kvicksilver varierar mellan 20 och 300 mg/kg (högsta enskilda analysen på över 500 mg/kg), kadmium mg/kg, bly mg/kg och zink mg/kg. I relation till Naturvårdsverkets tillståndsklassning för metaller i sediment klassas halterna av dessa metaller generellt som mycket höga (Tabell 14). Även höga halter av arsenik kan noteras i flertalet prover. De förhöjda halterna ligger i linje med de resultat som redovisats av Sweco Viak (2003a). En intressant jämförelse är också de resultat från Ekeby damm som redovisas i Påhlsson (1988). I Ekeby damm anges exempelvis ett medelvärde av kvicksilver på cirka 1 mg/kg, för kadmium på 0,7 mg/kg, bly 110 mg/kg och zink 115 mg/kg. Även om analysmetoderna inte är direkt jämförbara indikerar ändå resultaten betydligt lägre halter i Ekeby damm jämfört med Pråmån. Proverna i Ekeby damm är tagna uppströms Pråmåns utlopp. Det kan misstänkas att halterna i sedimenten nedströms Pråmåns utlopp kan vara högre. 78 (442)

79 Figur 42 Pråmån Halterna av koppar ligger, som medel för varje punkt, mellan 30 och 100 mg/kg. Högsta enskilda analysen visar på en halt av cirka 140 mg/kg (punkten Pråmån 3). Generellt klassas således halterna av koppar som måttliga. Noterbart är att kopparhalterna i Pråmåns sediment ligger i nivå med aftersanden men klart högre i jämförelse med varpen. Silver har inte analyserats i sedimenten i föreliggande undersökning. I Sweco Viak (2003a) redovisas silverhalter på mellan 20 och 120 mg/kg TS. 79 (442)

80 Tabell 13 Sammanfattning av analysresultat för sedimenten i Pråmån (punkterna 6-10). I tabellen redovisas medelvärden, standardavvikelse och antal prover. För antimon redovisas dock bara analysresultat då endast tre prover analyserats avseende detta element. I beräkningarna har halter underrapporteringsgräns inkluderats som halva rapporteringsgränsens värde. Detta markeras av att siffrorna är feta och kursiverade. Gråmarkerade rader visar på element som bedöms förekomma i kraftigt förhöjda halter. Element Pråmån 6 Pråmån 7 Pråmån 8 Pråmån 9 Pråmån 10 [4 prover] [2 prover] [3 prover] [3 prover] [2 prover] Medel Std. av. Medel Std. av. Medel Std. av. Medel Std. av. Medel Std. av. [%] TS 47,2 23,1 67,6 10,9 31,2 22,8 44,2 14,6 33,3 2,8 [% TS] SiO2 32,8 8,13 39,1 0,49 34,9 8,84 45,3 13,0 53,1 1,41 Al2O3 6,24 2,11 8,13 0,28 6,83 1,84 9,21 3,00 11,4 1,20 CaO 11,4 7,74 12,4 2,12 7,92 3,71 4,36 1,17 3,00 0,18 Fe2O3 3,97 1,34 3,88 0,41 3,90 0,64 3,94 0,71 4,81 0,35 K2O 1,32 0,49 1,76 0,03 1,45 0,49 1,97 0,80 2,65 0,21 MgO 11,8 4,81 11,7 0,64 10,7 4,77 5,80 4,08 3,29 0,09 MnO 0,19 0,04 0,16 0,00 0,15 0,03 0,08 0,01 0,08 0,005 Na2O 0,75 0,41 1,14 0,16 0,90 0,49 1,79 0,76 1,94 0,06 P2O5 0,14 0,07 0,10 0,01 0,14 0,05 0,17 0,02 0,21 0,02 TiO2 0,22 0,11 0,30 0,06 0,23 0,07 0,31 0,08 0,43 0,03 LOI 23,3 5,97 18,0 0,28 26,9 11,1 23, ,4 2,40 [mg/kg TS] As 34,1 8,46 21,1 9,26 30,6 15,2 22,6 21,9 10,6 0,93 Ba , Be 1,49 0,32 1,80 0,19 1,53 0,14 1,80 0,22 1,68 1,07 Cd ,4 24,4 2, ,0 99, ,3 0,42 Co 8,72 2,72 6,67 1,39 7,34 1,80 8,11 0,90 11,5 0,0 Cr 39,7 25,1 36,2 3,18 33,7 8,92 38,1 12,2 59,1 1,91 Cu 70,1 13,5 28,6 7,85 63,6 13,5 67,9 49,8 48,2 1,91 Hg 74,9 14,8 21,8 4, ,5 77, ,6 0,42 La 21,3 11,2 23,1 9,05 20,9 5,62 26,4 3,44 37,7 2,12 Mo 3-5,2 3,1 7,02 0, Nb 9,73 1,49 11,3 1,70 9,53 1,03 8,04 0,37 9,74 0,30 Ni 11,5 6,64 10,2 2,33 11,3 3,18 11,8 1,76 17,0 2,90 Pb S Sb 3,20 1,43 Sc 5,10 2,35 6,48 1,03 5,26 1,43 7,13 2,15 9,69 0,59 Sn Sr 71,2 28, ,8 76,7 33,2 122,8 67, ,49 V 30,7 18,0 40,8 6,79 36,1 17,0 47,9 17,5 60,7 6,15 W Y 18,0 8,18 20,1 3,61 17,167 3,28 20,7 2,37 29,7 1,63 Zn Zr 88,3 32, ,5 87,9 13,2 98,7 17, ,3 Samtliga provtagna nivåer i sedimenten uppvisar förhöjda metallhalter. De förorenade sedimentens mäktighet kan antas variera längs Pråmåns sträckning. I föreliggande undersökning har en mäktighet på som mest 35 cm noterats. Vid provtagningar genomförda av Sweco Viak (2003a) kunde förorenade sediment även noteras på nivån cm i en punkt. Variationerna i mäktighet bedöms framförallt bero på om det förekommer ackumulationsbotten eller inte. Intryck från fältprovtagningar visar att hela Pråmån inte utgörs av ackumulationsbotten utan transportbotten förekommer i vissa delar. Tabell 14 Tillstånd, metaller i sediment (mg/kg TS) enligt Naturvårdsverket (1999a). Klass Benämning Cu Zn Cd Pb Hg Cr Ni As 1 Mycket låga halter <15 <150 <0,8 <50 <0,15 <10 <5 <5 2 Låga halter , ,15-0, Måttligt höga halter , Höga halter Mycket höga halter >500 >5000 >35 >2000 >5 >500 >250 >150 Ett prov på sediment (samlingsprov från Pråmån 3) har även utsatts för sekventiella lakförsök (se figurer i avsnitt 8.9.2). Resultaten från lakningarna visar generellt att flertalet element framförallt förekommer bundet till sulfider. Detta gäller till exempel kadmium, koppar, kvicksilver, antimon och 80 (442)

81 zink. Det bör dock noteras att det prov som lakats innehåller mycket höga halter av svavel och sulfidrelaterade element. Detta beror sannolikt på att malm eller liknande produkt från gruvan förekommer i sedimenten i detta område. Malmen kan exempelvis ha fallit ner från pråmarna som fraktade malmen från gruvområdet. Provet bedöms dock inte vara representativt för Pråmån som helhet. Generellt bedöms föroreningarna i Pråmån inte härröra från spill från transporter utan istället från partikelspridning från gruvområdet och upplagrade muddermassor. Detta har dock inte helt kunnat klarläggas i föreliggande utredning. Sannolikt är sulfider och stabila organiska former en viktig bärarfas för tungmetallerna i sedimenten, men troligen inte i den omfattning som indikeras av den sekventiella lakningen. Det bedöms som rimligt att tungmetallerna i Pråmåns sediment generellt skulle kunna vara bundna till järn- och manganhydroxider i något större utsträckning än vad lakningen visar. Organiskt material kan ibland utgöra en viktig fas för metaller i sediment. LOI-analyserna indikerar att förekomsten av organiskt material skulle kunna vara betydande i sedimenten. Detta stämmer dock inte överens med den TOC (Totalt Organiskt Kol) som gjorts, vilken visar på ett innehåll av organiskt material på drygt 2 %. Förklaringen är sannolikt att svavel från sulfider avgår som ångor vid LOI-bestämningen och därmed ger upphov till de mycket höga värdena. Detta kan dock leda till att höga LOI-värden felaktigt tolkas som ett högt innehåll av organiskt material Trender Variationerna i halter i Pråmåns sediment, både längs sträckningen från gruvområdet till Ekeby damm och på djupet, redovisas i Figur 43 - Figur 47. Trenderna för medelhalterna skiljer sig för de element som redovisas i figurerna nedan. För exempelvis kadmium och arsenik kan en avtagande trend från Pråmån 1 till 10 noteras. Profilerna för zink och svavel följer varandra relativt väl. Ett antal halttoppar kan noteras för zink, framförallt i punkterna 3, 5 och 6. För kvicksilver varierar medelhalterna längs Pråmåns sträckning. Halttoppar kan framförallt noteras i punkterna 3 och 5. Bly uppvisar en variation som skiljer sig något jämfört med exempelvis kadmium, kvicksilver och zink. Inga markanta toppar i punkterna 3 och 5 utan i 1, 2 och (442)

82 Figur 43 Medelhalter för samtliga prover i varje punkt samt halterna i ytsediment i Pråmån. Haltvariationerna i ytsedimenten påminner till viss del om motsvarande för medelhalterna, framförallt för kvicksilver och bly. Svavel, zink och kadmium följer varandra relativt väl. Halterna av kadmium 82 (442)

83 Djup [cm] Djup [cm] Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån och zink i ytsedimenten är som högst i punkten Pråmån 2. En avtagande trend mot utloppet i Ekeby damm kan sedan noteras, undantaget punkten Pråmån 8. Haltvariationer för kadmium och kvicksilver på djupet i sedimenten redovisas i Figur 44 - Figur 46. Djupprofilerna ger bland annat information om hur dagens metallbelastning på sedimenten ser ut jämfört med den historiska. Detta eftersom sedimenten fungerar som en sjö- eller ett vattendrags historiska arkiv. En förutsättning för att dra slutsatser om metallbelastningen på recipienten är att ingen omlagring av sedimenten sker. I punkten Pråmån 2 (i höjd med afterskansen, nära gruvområdet) kan det konstateras att halterna av kadmium, zink och svavel är klart högre i ytan jämfört med djupare delar av sedimenten. För arsenik och kvicksilver får halterna betraktas som relativt jämna i hela profilen. Bly uppvisar en motsatt trend jämfört med zink, svavel och kadmium, dvs. en ökande halt mot djupet. Pråmån 2 0 mg/kg TS Hg As Cd 40 Pråmån 2 0 mg/kg TS Zn S Pb 40 Figur 44 Djupprofiler för kvicksilver, arsenik, kadmium, zink, svavel och bly i Pråmåns sediment. Punkten Pråmån 2 redovisas. Längre nedströms, i Pråmån 6 skiljer sig djupprofilerna något jämfört med i Pråmån 2. Halterna av arsenik och kvicksilver får fortsatt betraktas som relativt jämna i profilen. En svag tendens till ökning mot djupet kan dock ses. För bly ger figuren en något missvisande bild av att halten skulle vara relativt likartad i sedimenten. Halten i ytan uppgår till 2800 mg/kg medan den på nivån cm ligger på cirka 5100 mg/kg. Även för bly kan en ökning mot djupet således ses. Zinkhalten är klart högre på djupare nivåer jämfört med i ytan. 83 (442)

84 Djup [cm] Djup [cm] Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Pråmån 6 0 mg/kg TS As Cd Hg 40 Pråmån 6 0 mg/kg TS Pb Zn S 40 Figur 45 Djupprofiler för kvicksilver, arsenik, kadmium, zink, svavel och bly i Pråmåns sediment. Punkten Pråmån 6 redovisas. I Pråmån 9 kan en tydlig haltökning ses för samtliga redovisade element. Halterna är klart högre på den djupaste nivån jämfört med i ytan. 84 (442)

85 Djup [cm] Djup [cm] Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Pråmån mg/kg TS As Cd Hg Pråmån mg/kg TS Pb S Zn Figur 46 Djupprofiler för kvicksilver, arsenik, kadmium, zink, svavel och bly i Pråmåns sediment. Punkten Pråmån 9 redovisas. Tolkningar av halter i sedimentprofiler kan ibland påverkas av andra element. Exempelvis kan element som titan och zirkonium inverka på tungmetallhalterna om en hög andel detritalt material finns i sedimenten. Likaså kan en hög halt av organiskt material inverka. För sedimenten i Pråmån visar den sekventiella lakningen på att den detritala fasen är av liten betydelse (se kapitel 8.9.2). Företrädesvis förekommer elementen bundna till sulfider eller stabila organiska former. Detta bedöms dock främst ha att göra med det lakade provets karaktär, vilket sannolikt innehåller malm eller motsvarande (med tanke på de höga halterna av svavel och sulfidrelaterade element). Således bedöms det som att sulfidfasen är av mindre betydelse för fastläggningen av metaller i de delar av Pråmån som ligger nedströms Pråmån 3, och därmed utgör den längsta sträckan. Enligt sekventiella lakningarna är järnoch manganhydroxider av betydelse för elementens fastläggning. Detta kan ses i sediment genom att oxidation av järn och mangan i ytsedimenten anrikar (dvs. ökar) halten av en tungmetall. Genom att normalisera (dividera) elementkoncentrationerna med järn och/eller mangan (Figur 47) försvinner inverkan från dessa och det kan bli möjligt att dra mer korrekta slutsatser om huruvida halterna i sedimenten ökar eller minskar mot djupet jämfört med att endast studera halter. 85 (442)

86 Pråmån 2 Pråmån 2 0 0,001 0,002 0,003 0,004 0,005 0,006 0, ,05 0,1 0,15 0, Cd/ Fe Cd/ Mn Pråmån 2 Pråmån 2 0 0,1 0,2 0,3 0, Pb/ Fe Pb/ Mn Pråmån 2 Pråmån 2 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0, Zn/ Fe Zn/ Mn Figur 47 Djupprofiler för kadmium, zink och bly i Pråmåns sediment. Punkten Pråmån 2 redovisas. Halterna har normaliserats med järn och mangan. I Figur 47 redovisas djupprofiler där halterna av kadmium, bly och zink normaliserats med järn och mangan. Detta för att ta bort inverkan av eventuella skenbara anrikningar som en följd av en oxiderad sedimentyta. Trots detta ses att kadmiumhalten fortsatt är relativt sett högre i ytsedimenten jämfört med djupare nivåer. Detta resultat fås både vid normalisering med järn och med mangan. För zink fås en skillnad vid en jämförelse mellan vanliga och normaliserade djupprofiler. Den järnnormaliserade profilen visar på att halten av zink är relativt sett som högst på den djupaste nivån. Vid normalisering med mangan ses att nivån under ytsedimenten uppvisar den relativt sett högsta halten. För bly skiljer sig inte de normaliserade profilerna sig mot den vanliga, dvs. halten ökar mot djupet. 86 (442)

87 För punkterna Pråmån 6 och 9 skiljer sig inte principutseendet på normaliserade och onormliserade djupprofiler (på samma sätt som för bly i Pråmån 2). Således kan den generella slutsatsen dras att halterna i sedimenten i dessa områden är högre på djupet jämfört med i ytan. Ökningen av halter mot djupet indikerar att sedimenten belastats med material med ett högre metallinnehåll historiskt jämfört med idag. Idag sker en översedimentering med ett material som relativt sett är renare. Det bör dock noteras att halterna i ytsedimenten fortsatt är höga för vissa element, exempelvis kvicksilver och bly. För kadmium och möjligen zink kan en högre halt i ytsediment jämfört med djupare nivåer noteras i punkten Pråmån 2, dvs. nära gruvområdet och i höjd med afterskansen. Kadmium och zink uppvisar liknande trender vad gäller djupvariationer i sedimenten. Detta kan även ses i massflödesberäkningarna där ett stort påslag av båda elementen kan noteras i punkten Pråmån 1. Högre halter i sedimentytan indikerar att sedimenten närmast gruvområdet belastas med material med relativt sett högre halter. Längre nedströms ligger halterna av kadmium och zink klart högre på djupare nivåer jämfört med ytan. En möjlig förklaring till skillnaden mellan djupprofilerna närmast gruvområdet och längre nedströms skulle kunna vara det stora påslag av kadmium och zink som sker i punkten Pråmån 1, enligt massflödesberäkningarna (se avsnitt Massflöden). Längre nedströms har inga påslag noterats utan massflödet minskar från punkt 2 till punkt 10. En annan möjlig förklaring skulle kunna vara omlagring av sedimenten i detta område. Detta motsägs dock av att element som exempelvis bly som uppvisar högre halter på djupet. Skulle en omlagring av sediment ske skulle djupprofilerna sannolikt vara mer raka/jämna till sitt utseende, dvs. sedimenten har blandats om och halterna har jämnats ut i profilen Uppskattning av mängder Baserat på analyserade halter i sedimenten har en uppskattning av de mängder som finns upplagrade genomförts. Vid beräkningarna antas att Pråmåns längd uppgår till m, bredd 3 m och mäktigheten på de förorenade sedimenten till 0,5 m. En reduktion av arean har skett då ackumulationsbotten inte bedöms förekomma i hela Pråmån. Andelen ackumulationsbotten har antagits till 75 %. Sammantaget ger dessa antaganden en sedimentvolym på cirka m 3, vilket med en antagen densitet på kg/m 3 ger en mängd på cirka ton. I Sweco Viak (2003b) uppskattas sedimentvolymen i Pråmån till cirka m 3. Den totala sedimentvolymen är sannolikt större då muddrade sediment även återfinns på land, längs Pråmån. Genom att multiplicera de uppskattade mängderna med medelhalterna i sedimenten fås en uppfattning om mängderna för respektive element. Beräkningarna har TS-korrigerats genom att använda medelvärdet för TS. TS-halten varierar, som tidigare nämnts, en del mellan olika prover men medelvärdet bedöms ändå vara tillämpligt för att ge en god indikation avseende mängderna. Uppskattade mängder baserat på en sedimentvolym av m 3 respektive m 3 redovisas i Tabell 15 Beräkningarna visar att i storleksordningen kg arsenik, kg kadmium, kg koppar, kg kvicksilver, kg bly och kg zink finns upplagrade i Pråmåns sediment. Beräkningen för antimon baseras på endast tre analyser och är således något mer osäker jämfört med övriga element. Uppskattningsvis finns cirka 3-7 kg antimon upplagrat i sedimenten. 87 (442)

88 Tabell 15 Uppskattade mängder i Pråmåns sediment. Två olika antaganden av volymer har använts, m 3 (Envipro) och m 3 (Sweco). Halter under rapporteringsgräns har inkluderats i beräkningen som halva rapporteringsgränsens värde. Element Mängd Envipro Mängd Sweco [kg] SiO Al2O CaO Fe2O K2O MgO MnO Na2O P2O TiO As Ba Be 1,8 3,5 Cd Co 9,8 19 Cr Cu Hg La Mo 4,5 8,6 Nb 10,3 20 Ni Pb S Sb 3,5 6,7 Sc 6,5 13 Sn Sr V W Y Zn Zr (442)

89 Sammanfattningsvis visar provtagning av sediment i Pråmån att; Halterna av flera sulfidrelaterade element är höga i sedimenten. Detta gäller framförallt kadmium, kvicksilver, bly och zink. Mycket höga halter av svavel tillsammans med höga halter av sulfidrelaterade element indikerar att malm eller motsvarande material kan ha tappats i ån i delarna närmast gruvområdet. Alternativt kan material ha eroderat från aftersandskansen. Generellt görs dock bedömningen att föroreningarna i Pråmån främst härrör från partikelspridning från gruvområdet och muddermassorna och inte från spill vid transporter på ån. För flera element kan en avtagande trend för halterna i sedimenten, från gruvområdet till utloppet i Ekeby damm noteras. Detta gäller till exempel arsenik, kadmium och zink. För kvicksilver och bly kan lägre halter i ytsedimenten jämfört med djupare nivåer noteras. Detta indikerar att sedimenten historiskt har belastats med material med högre halter. Dock är dessa element fortsatt klart förhöjda halterna i ytsedimenten. Vad gäller kadmium och zink kan högre halter i ytsedimenten noteras jämfört med djupare nivåer i området närmast gruvan. Längre nedströms är halterna på djupet högre jämfört med i ytan. 8.7 Geokemiska undersökningar av grundvatten 15 grundvattenrör installerades och provtogs (se Figur 25). För referensrören GV ref norr och Gvref syd och även GV14 och GV18 väst om Sala Silvergruva uppmäts generellt de lägsta halterna, bland dessa grundvattenrör har GV18 generellt de högsta värdena. För de övriga grundvattenrören uppvisar GV6 oftast de högsta halterna, detta gäller ex vis för elementen kalcium, kobolt, svavel, kadmium, kvicksilver, bly och zink. Även de andra två grundvattenrören inom afterskansområdet (GV4 och Skb4) uppvisar höga halter även om de ofta är betydligt lägre än för GV6. Högsta halterna för nickel uppvisar GV22 vilket är beläget nordväst om gruvområdet och höga svavelhalter uppvisar GV10 (vilket är artesiskt grundvatten från en akvifär under lerlagret i anslutning till Pråmån). Grundvattnet vid GV10 kan antas visa på bakgrundshalter som uppkommit inom gruvområdet pga avsänkningen i gruvan och uppvisar även förhöjda halter av zink, nickel, kobolt, kadmium samt kalcium. Även GV22 uppvisar höga halter av kobolt, bly och zink jämfört med referensgrundvattnen. Det kan antas att detta till viss del kan bero på mineraliserad berggrund samt eventuellt på bidrag från varp i vägkroppen nära grundvattenrörets position. Arsenikhalten är generellt låg i området. Fördelningen av de olika elementen i de analyserade grundvattnen kan anses vara tämligen ojämn. Till exempel är kalcium-, kadmium-, kobolt- och kvicksilverhalten i GV6 betydligt högre än i de två övriga grundvattenrören inom afterskansen.. GV20 i närheten av Västeråsvägen uppvisar förhöjda halter av kobolt, svavel, kadmium, kvicksilver, bly och zink. Detta förklaras med närheten till varpupplagen mellan grundvattenröret och centrala Sala Silvergruva. Avrinningsriktningen från denna varp är till viss del i riktning mot Västeråsvägen. Halterna av sulfidbundna metaller är generellt högre i grundvattenrören installerade inom gruvområdet. Detta förklaras dels med att varp använts som utfyllnadsmaterial och dels med att området i sig är mineraliserat. Fullständiga analysprotokoll redovisas i Bilaga 2 samt i Tabell (442)

90 Tabell 16 Analyserade halter i grundvatten, Sala Silvergruva. Element med höga eller mycket höga halter jämfört med Naturvårdsverkets effektrelaterade tillståndsklasser (Naturvårsverket 1999b) är gråmarkerade. ELEMENT GV 14 GV 18 GV 19 GV 20 GVrefS GV3 GV2 GV4 SKB4 GV 6 GV 10 GV 13 GV 12 Ca mg/l 92, , , ,1 94,2 76,2 Fe mg/l 0,0041 0,0086 0,0031 0,337 0,0037 0,0118 0,0045 <0,004 0,0525 <0,02 0,0011 0,0017 0,0055 0,0713 3,04 K mg/l 21,2 3,68 22,9 8,49 3,9 1,82 2,61 10,8 10,6 26,5 9,07 3,74 2,29 3,09 2,19 Mg mg/l 30,7 40,6 82,5 20,8 26,2 48, ,6 11,2 60, ,7 10,3 27,9 31,6 Na mg/l 5,44 2,49 9,9 2,28 14,1 2,11 2,31 2,18 3,09 29,5 22,8 20,1 23,3 32,1 16,1 S mg/l 22,1 44, ,53 2,4 23,4 55,6 9, ,4 13,7 16,3 3,79 Si mg/l 4,58 7,62 5,57 8,31 10,6 4,52 4,76 1,97 9,63 5,67 8,16 5,42 3,6 4,81 9,44 Al µg/l 1,62 3,65 1,61 <2 1,24 5,48 1,55 <2 22 <10 0,303 1,16 1,32 26, As µg/l 1,18 0,545 0,202 9,74 0,471 0,616 0,529 <0,5 4,34 <3 0,195 0,567 <0,07 0,879 2,32 Ba µg/l 10,5 51,5 22,1 68,3 47,2 22,6 11,5 24, , ,4 26,7 124 Cd µg/l 0,12 0,515 0, ,5 0,0564 0,0597 0,172 7,12 0,903 43,6 2,27 0,182 0,155 0,12 1,29 Co µg/l 0,0303 0,43 0,43 6,12 0,288 0,621 0,115 8,64 3,84 32,8 0,595 0,362 0,293 0,25 4,35 Cr µg/l 0,0847 0,071 0,0128 <0,1 0,0671 0,0561 0,0868 <0,1 0,0624 <0,5 0,0434 0,0435 0,102 0,187 8,01 Cu µg/l 2,02 2,06 1,04 1,68 1,96 3,07 1,38 11,6 7,95 <5 2,94 3,74 5,13 1,33 62,1 Hg µg/l <0,002 0,0026 <0,002 0,0269 <0,002 <0,002 <0,002 0,0024 0,013 0,0316 <0,002 0,0026 0,01 <0,002 <0,002 Mn µg/l 8, , ,1 5,16 97,2 686 Mo µg/l 1,05 1,61 7,81 5,5 2,49 2,2 1,51 3,08 12,4 4,55 1,76 1,33 1,67 1,69 0,575 Ni µg/l 0,668 1,74 0,876 3,94 3,17 1,97 0,944 6, ,1 1,77 1,9 1,9 35,4 P µg/l ,53 2,5 34 1,75 4,31 1,32 <10 4,94 <50 3,42 4,53 3,54 7, Pb µg/l 2,15 18,8 51, ,3 0,478 0,167 60,2 67, ,565 1,07 10,7 1, Sr µg/l 40,2 56,4 69,7 60, ,5 30,8 63,5 79, ,7 68,6 52,1 Zn µg/l 9,74 29,7 71, ,6 7,83 6, ,3 25,7 14,5 302 ph 7,8 7,6 7,7 7,2 7,8 7,7 7,6 7,4 7,7 7,2 7,5 7,7 7,8-7,8 Kond ms/m ,7 Sb µg/l ,7 2,28 Jämfört med de effektrelaterade tillståndsklasserna för metaller och arsenik ( Klass Benämning Cd Zn Pb As 1 Mycket låga 0-0, ,2 0-1 halter 2 Låga halter 0,05-0, , Måttligt 0, höga halter 4 Höga halter Mycket höga halter > 5 > 1000 > 10 > 50 Tabell 17) ser man att skillnaden i bedömning mellan de olika grundvattenrören är tämligen stor (även om referensgrundvattenrören samt GV14 och GV18 tas bort). Tabell 17 Effektrelaterade tillståndsklasser för metaller och arsenik i grundvatten μg/l enligt Naturvårdsverket (1999b). Klass Benämning Cd Zn Pb As 1 Mycket låga halter 0-0, , Låga halter 0,05-0, , Måttligt höga halter 0, Höga halter Mycket höga halter >5 >1000 >10 >50 Arsenik varierar mellan mycket låga halter till måttligt höga halter, där GV20 har måttligt höga halter och Skb4 samt GV22 har låga halter. För kadmium varierar halterna mellan mycket låga halter till mycket höga halter, GV20, GV4, Skb4, GV6, GV13 och GV12 har mycket höga halter, GV22 och GV10 har höga halter. Även för zink varierar halterna stort och uppvisar mellan låga och mycket höga halter, mycket höga halter uppvisas i GV20, GV4, GV6 samt GV22 Höga halter återfinns i Skb4, GV10 och GV22 och måttligt höga i GV18, GV19 och GV12. Låga halter återfinns i de resterande grundvattenrören. Klass Benämning Cd Zn Pb As 1 Mycket låga 0-0, ,2 0-1 halter 2 Låga halter 0,05-0, , Måttligt 0, höga halter 4 Höga halter Mycket höga halter > 5 > 1000 > 10 > 50 Mycket höga halter av bly återfinns i grundvattenrör GV18, GV19, GV20, GV4, Skb4, GV6, GV12 samt GV22. Måttligt höga halter i GVrefS och GV13 samt låga halter i GV14, GV3 och GV10. GV-ref norr GV (442)

91 Figur 48 Jämförelse för utvalda element i grundvatten, Sala. Observera att halterna för Zn är i log 10 -skala och att GV22 är ofiltrerad. 91 (442)

92 Sammanfattningsvis kan det för grundvattnet konstateras att; De högsta halterna för kalcium, kobolt, svavel, kadmium, kvicksilver, bly och zink återfinns generellt i GV6, även GV4 och SKB4 inne på afterskansområdet uppvisar generellt förhöjda halter men betydligt lägre än GV6. Variationen inom afterskansen är således relativt stor. Grundvatten utanför Sala Silvergruvas område uppvisar generellt de lägsta halterna (Gvref Norr och Gvref Syd samt GV14 och GV18). GV10 som är ett artesiskt grundvatten under ett lerskikt uppvisar förhöjda halter av svavel, nickel, zink, kobolt, kadmium och kalcium. Detta är troligen en effekt av den mineraliserade berggrunden i området i kombination med grundvattenavsänkningen i gruvan. Arsenikhalten i grundvattnet är generellt sett låg i området. Undantaget är GV20. Orsaken till de förhöjda halterna av sulfidassocierade metallerna står i de flesta fall att finna i de avfallshögar som återfinns i närheten av grundvattenröret. 8.8 Geokemiska undersökningar av ytvatten Griesbachs kanal och Pråmån Ytvatten i Griesbachs kanal, Pråmån samt i ett antal till- och frånflöden har provtagits (se avsnitt 7.2.4). Samtliga prover har varit ofiltrerade. En sammanställning av halterna redovisas i och Tabell 18. Uppmätt ph i ytvattendragen i området ligger generellt mellan 7 och 8. Detta är föga förvånande med tanke den dolomitberggrund som finns i området. Konduktiviteten varierar i Pråmån och Griesbachs kanal generellt mellan 100 och 200 μs/cm. De två högsta värdena på konduktiviteten uppvisar vattnet från gruvan och ett mindre dike som rinner från aftersanden ut i Pråmån (benämnt Drändike Pråmån), cirka 1000 respektive 500 μs/cm. Dränagediket fortsätter upp förbi aftersandskansen och avvattnar även ytvatten från ett skogsparti mellan aftersandskansen och ett bostadsområde. Vad gäller innehållet av metaller i Griesbach och Pråmån kan det noteras förhöjda halter av kadmium, bly och zink i relation till Naturvårdsverkets jämförvärden (se Tabell 19). Element som förekommer i förhöjda halter även i avfallen inom Sala silvergruvas område. Element Mellandammen Griesbach 1 Griesbach 2 Griesbach 3 Inlopp Pråmån Pråmån 1 Pråmån 3 Pråmån 5 Pråmån 8 Kvarndammen Kvarndammen Pråmån 10 Ytvatten Djupt Ytligt Ca mg/l 7,9 9,88 15,5 16,7 16,5 25, ,8 20,2 19,8 22 Fe mg/l 0,481 0,304 0,513 0,49 0,415 0,285 0,295 0,268 0,254 0,38 0,247 0,328 K mg/l 1 1,14 1,59 1,67 1,71 2,11 1,65 1,65 1,68 1,84 1,78 1,8 Mg mg/l 1,75 2,95 5,62 6,24 5,95 6,31 6,17 6,17 6,33 6,44 6,4 6,45 Na mg/l 3,68 3,74 3,91 3,91 4,05 4,14 3,99 3,97 4,26 4,27 4,24 5,14 S mg/l 1,19 3,4 8,24 10,2 9,48 17,9 9,97 9,95 9,66 9,79 9,73 9,28 Si mg/l 1,16 1,28 1,45 1,47 1,51 1,57 1,6 1,6 1,72 1,84 1,75 2,37 Al µg/l 64,5 29, ,6 53,6 38,1 35,7 43,5 25,9 76,6 28,3 72,8 As µg/l 0,534 0,551 0,316 0,779 0,781 0,71 0,386 0,545 0,668 0,375 0,652 0,629 Ba µg/l 7,52 5,41 8,08 9,4 7,74 7,81 9,45 9,41 10,4 15,1 10,3 12 Cd µg/l 0,0325 0,205 1,19 1,37 0,832 5,26 1,08 0,636 0,585 1,2 0,65 0,59 Co µg/l 0,074 0,0275 0,208 0,142 0,075 0,282 0,0563 0,0517 0,0482 0,189 0,042 0,101 Cr µg/l 0,175 0,12 0,311 0,4 0,15 0,0809 0,138 0,139 0,112 0,327 0,122 0,197 Cu µg/l 0,846 0,609 8,5 2,66 1,07 2,15 0,687 0,942 0,632 12,3 0,96 0,924 Hg µg/l <0,002 <0,002 0,0054 0,0129 0,0024 0,0042 0,0069 0,01 0,0111 0,0413 0,0596 0,0136 Mn µg/l , ,3 39,9 36,1 22,9 21, ,8 Mo µg/l 0,0931 0,202 0,389 0,563 0,448 0,449 0,43 0,477 0,469 0,397 0,517 0,515 Ni µg/l 0,256 0,23 0,58 0,579 0,36 0,687 0,282 0,324 0,322 1,97 0,328 0,335 P µg/l 39,7 9, ,6 10,1 10,3 11, ,4 16,4 Pb µg/l 3,65 1, ,66 7,91 9,14 9,39 5,03 58,1 10,9 13,1 Sr µg/l 17,4 17,2 21, , ,4 22,4 22,9 23,7 23,2 27,6 Zn µg/l 9,72 47, Sb µg/l 0,152 0,762 2,34 2,56 2,13 2,42 2,22 2,31 2,28 2,29 2,37 2,13 Ag µg/l <0,05 <0,05 Kadmiumhalten uppgår som mest till cirka 5,3 μg/l (mycket hög halt). Detta i punkten Pråmån 1, dvs. i anslutning till bland annat aftersanden och hyttområdet med slaggvarpsdeponin. Halten kan jämföras med motsvarande i Griesbach 1, dvs. uppströms stora delar av avfallen men nedströms utsläppspunkten för gruvvatten, 0,2 μg/l och även Mellandammen (ännu längre uppströms) med 0,03 μg/l. Kadmiumhalten avtar sedan relativt markant i Pråmån, från gruvområdet ner till Ekeby damm. Kadmiumhalten i sista provtagningspunkten i Pråmån uppgår till cirka 0,6 μg/l. Kadmiumhalten klassas ändå som hög i den punkten och är 3 gånger högre än i Griesbach (442)

93 ug/l ug/l Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Cd Cd Mellandammen Griesbach Griesbach Griesbach Inlopp Pråmån Pråmån Pråmån Pråmån Pråmån Kvarndammen ytligt Pråmån Ekeby dammar Inlopp Pråmån Ekeby dammar Utlopp Figur 49 Halt av Cd längs med Griesbachs kanal och Pråmån. Halterna av bly är som högst i Griesbachs kanal samt i Kvarndammen (djupa provet). Halterna uppgår i dessa punkter till cirka μg/l, dvs. mycket höga halter. Lägst halt kan noteras i punkten Griesbach 1, cirka 1 μg/l. Värt att notera är att gruvvattnet pumpas ut till Griesbachs kanal innan mätpunkten Griesbach 1. I övriga punkter klassas halterna av bly som höga. I jämförelse med halten uppströms själva gruvområdet (Griesbach 1) och med Mellandammen kan en förhöjning av blyhalten ses i punkterna nedströms, precis som för kadmium. Pb Pb Mellandammen Griesbach Griesbach Griesbach Inlopp Pråmån Pråmån Pråmån Pråmån Pråmån Kvarndammen ytligt Pråmån Ekeby dammar Inlopp Pråmån Ekeby dammar Utlopp Figur 50 Halt av Pb längs med Griesbachs kanal och Pråmån. 93 (442)

94 ug/l Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Detta gäller även för zink. I Mellandammen uppgår halten till cirka 10 μg/l (låg halt) och i punkten Griesbach 1 till cirka 50 μg/l (måttlig halt) medan den sedan ökar och blir som högst i punkten Pråmån 1, 1560 μg/l (mycket hög halt). Zinkhalten i Pråmån 1 är dock klart högre än övriga analyserade halter i Pråmån. Generellt varierar halterna mellan 200 och 350 μg/l (höga till mycket höga halter). Zn Mellandammen Griesbach Griesbach Griesbach Inlopp Pråmån Pråmån Pråmån Pråmån Pråmån Kvarndammen ytligt Pråmån Ekeby dammar Inlopp Pråmån Ekeby dammar Utlopp Zn Figur 51 Halt av Zn längs med Griesbachs kanal och Pråmån. Noterbart är även halterna av antimon i ytvattnen. Antimon är ett element som förekommer i avfallen och som även kan förväntas vara lättrörlig i den neutrala (avseende ph) miljö som råder inom området. Antimonhalten ligger i Mellandammen på cirka 0,2 μg/l och i punkten Griesbach 1 på cirka 0,8 μg/l. I nästa punkt (Griesbach 2) i strömningsriktningen har halten höjts till cirka 2,5 μg/l. Ingen ytterliggare haltförhöjning kan sedan noteras utan antimonhalten varierar mellan 2 och 2,5 μg/l ända ner till Pråmåns utlopp i Ekeby damm. 94 (442)

95 ug/l Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Sb 3 2,5 2 1,5 Sb 1 0,5 0 Figur 52 Halt av antimon längs med Griesbachs kanal och Pråmån. Arsenik som uppvisar liknande kemiska egenskaper som antimon (bildar oxyanjoner i neutrala-basiska lösningar) uppvisar dock inga haltförhöjningar efter att vattnet passerat gruvområdet. Arsenikhalten i aftersanden liksom varpen är måttligt förhöjt jämfört med en normal svensk berggrund (ca 10 ggr), i slaggvarpen är dock halten ca 70 ggr högre (ca 200 mg/kg TS) än i en normal berggrund. Koppar förekommer i hög halt i en punkt, det djupa provet från Kvarndammen. De högsta kopparhalterna återfinns i samma punkter som de högsta blyhalterna. För kvicksilver ligger halten under rapporteringsgräns (<0,002 μg/l) i Griesbach 1 och Mellandammen medan halter på 0,005-0,01 μg/l kan noteras längre nedströms. Tabell 18 Sammanställning över analyser av ytvatten från till- och frånflöden till Griesbachs kanal och Pråmån. Samtliga prover har varit ofiltrerade. < anger halter under rapporteringsgräns. Element som speciellt bör noteras har gråmarkerats. Element Utlopp från gruvan Utlopp Sala bly Drändike Pråmån Josefsdalsbäcken Ekeby dammar Ekeby dammar Ekeby dammar uppströms Inlopp Josefsdalsbäcken Inlopp Pråmån Utlopp Ca mg/l ,5 81,6 7,09 7,41 20,8 9,21 Fe mg/l 0,0089 1,09 0,0416 0,448 0,372 0,321 0,402 K mg/l 10,7 1,74 3,05 1 0,944 1,75 1,14 Mg mg/l 63,6 2,73 17,8 1,72 1,75 6,08 2,34 Na mg/l 8,32 0,468 4,28 3,78 3,84 5,07 4,01 S mg/l 136 1,72 7,64 1,3 1,33 8,83 2,27 Si mg/l 3,97 2,16 6,21 1,5 1,5 2,28 1,59 Al µg/l 4, , ,4 51,8 84,1 As µg/l 0,585 9,8 1,62 0,895 0,656 0,853 0,814 Ba µg/l 27, ,4 6,94 5,96 11,1 6,77 Cd µg/l 12,6 11,4 3,83 0,114 0,0095 0,465 0,066 Co µg/l 0,109 0,928 0,0504 0,0999 0,0585 0,0685 0,0719 Cr µg/l 0,0189 2,78 0,0805 0,252 0,176 0,147 0,189 Cu µg/l 1, ,68 1,04 0,694 0,746 0,801 Hg µg/l 0,0035 3,13 0,0403 0,0416 <0,002 0,0138 0,0025 Mn µg/l 0, ,6 48,7 21,9 Mo µg/l 6,26 0,869 1,23 0,119 0,119 0,49 0,181 Ni µg/l 1,21 2,67 0,661 0,364 0,24 0,36 0,259 P µg/l 4,74 27,3 9, ,2 15,7 15 Pb µg/l 15, ,57 27,8 1,75 7,96 4,1 Sr µg/l , ,3 26,5 18,2 Zn µg/l , ,2 2, ,9 Sb µg/l 36, ,51 0,151 0,149 1,71 0,409 I Tabell 18 redovisas analyserade halter i tre tillflöden till Griesbachs kanal och Pråmån, utloppet från gruvan, utloppet från Sala bly och Drändiket (rinner från aftersanden). I samtliga dessa kan förhöjda halter av flera element noteras. I utloppet från gruvan är det framförallt halterna av kadmium och zink 95 (442)

96 som är höga. Zinkhalten uppgår till cirka 3300 μg/l och kadmiumhalten till cirka 12 μg/l (båda mycket höga halter). Halterna i Sala bly skiljer sig något från motsvarande i utloppet från gruvan. Kadmium är fortsatt hög men företrädesvis är det bly och antimon som är kraftigt förhöjda. Noterbart är också kvicksilverhalten på dryga 3 μg/l. Kvicksilverhalten i Pråmåns vatten är inte anmärkningsvärt förhöjd däremot uppvisar sediment mycket höga kvicksilverhalter. Även koppar och arsenik är nämnvärda. Zinkhalten är endast 10 μg/l i vattnet från hyttområdet. Dräneringsdiket från aftersanden liknar mer gruvvattnet än vattnet från hyttområdet. Framförallt är det zink och kadmium som är förhöjda. De anmärkningsvärt höga halterna av bland annat bly och kvicksilver i utloppet från Sala bly kan bero på partikelbundna föroreningar snarare än att den lösta halten är klart högre. Att partiklar kan vara en orsak ses på att halterna av järn och aluminium är klart högre i detta prov jämfört med andra. Båda järn- och almuniumpartiklar kan binda in tungmetaller i naturliga system. Då detta prov även var ofiltrerat så bedöms det som en trolig förklaring till den förhöjda halten. Arsenik, som binder till järnpartiklar, uppvisar också en högre halt i detta prov jämfört med andra element. En diskussion bör även föras angående resultaten från Ekeby damm, inne i Sala samhälle. Två punkter finns provtagna uppströms inloppet från Pråmån, Josefsdalsbäcken uppströms (norr om järnvägen) och vid samma bäcks inlopp i dammen. En punkt finns sedan provtagen i dammen vid Pråmåns inlopp samt nedströms Pråmåns inlopp, dvs. Ekeby damms utlopp. Josefsdalsbäcken uppvisar en förhöjd halt av bly, knappt 30 μg/l. En förklaring till detta skulle kunna vara den gruvverksamhet som förekommit norr om Sala. Blyhalterna är sedan klart lägre längre nedströms även om en höjning av halten kan noteras vid en jämförelse mellan punkterna närmast uppströms och nedströms Pråmån, från cirka 2 till 4 μg/l (höga halter). Tabell 19 Tillstånd, metaller i ytvatten (μg/l) enligt Naturvårdsverket (1999a). Klass Benämning Cu Zn Cd Pb Cr Ni As 1 Mycket låga halter <0,5 <5 <0,01 <0,2 <0,3 <0,7 <0,4 2 Låga halter 0, ,01-0,1 0,2-1 0,3-5 0,7-15 0,4-5 3 Måttligt höga halter ,1-0, Höga halter ,3-1, Mycket höga halter >45 >300 >1,5 >15 >75 >225 >75 Zinkhalterna i Ekeby damm och Josefsdalsbäcken är måttliga. Undantaget precis vid Pråmåns utlopp där halten uppgår till cirka 170 μg/l (hög halt), dvs. i paritet med analyserna från Pråmån. Kadmiumhalterna bedöms som låga, dock med undantag från Pråmåns utlopp där halten bedöms som hög. I likhet med zink ligger kadmiumhalten vid utloppet i nivå med Pråmån. Förutom för bly är det främst för antimon som en halthöjning kan noteras i Ekeby damm efter Pråmåns utlopp. I de båda uppströmspunkterna uppgår antimonhalten till cirka 0,15 μg/l. Vid Ekeby damms utlopp kan en halt på cirka 0,4 μg/l noteras. Sammanfattningsvis: Förhöjda halter av framförallt kadmium, bly och zink kan noteras i Griesbachs kanal och Pråmån. Gruvområdet bidrar till en höjning av halterna i Greiesbachs kanal och Pråmån för dessa element samt även för antimon. Utloppet från hyttområdet uppvisar höga kvicksilverhalter, vilket kan vara en bidragande orsak till de höga halterna i Pråmåns sediment. De höga kvicksilverhalterna bedöms vara en effekt av partiklar snarare än att den lösta halten är så pass hög. I Ekeby dammar är metallhalterna generellt lägre än i Pråmån. En haltökning i dammen kan noteras för bly och antimon efter Pråmåns utlopp. 96 (442)

97 8.8.2 Övriga ytvatten Ett antal övriga ytvatten, som inte har direkt anslutning till Griesbachs kanal och Pråmån har också provtagits. Dessa omfattar stående ytvatten inom området samt dagbrottsvatten och resultaten redovisas i Tabell 20. Dagbrottsvatten har provtagits i en mindre skärpning i anslutning till Stenhaven, ute på själva Stenhaven (stående regnvatten på berggrund) samt vid Knektschaktet. Vattnet i anslutning till Stenhavet uppvisar förhöjda halter av kadmium, bly och zink. I jämförelse med stående ytvatten vid Knektschaktet kan det noteras att dagbrottsvattnet uppvisar betydligt lägre halter av zink och bly samt likartade för kadmium. Däremot uppvisar ytvattnet vid Stenhavet betydligt högre halter av kadmium medan blyhalten är betydligt lägre. Antimonhalterna i de stående ytvattnen vid Stenhavet och Knektschaktet är högre än antimonhalten i dagbrottet/skärpningen vid Stenhavet. Antimonhalten kan anses som förhöjd i alla tre proverna. Återigen bör det noteras att det i de samtliga fall, där inte annat anges, handlar om ofiltrerade prover och att den lösta halten därmed säkert inte är så hög som analysen anger. Snarare är det så att partiklar av framförallt järn, mangan och aluminium påverkar halterna för vissa element. Detta kan exempelvis ses på analysen från ytvattnet i Knektschaktet där halterna av järn, mangan och aluminium är höga i jämförelse med andra ytvattenprov från området. Tabell 20 Sammanställning över analyser av stående ytvatten och dagbrottsvatten. Samtliga prover utom ett har varit ofiltrerade. < anger halter under rapporteringsgräns. Element som speciellt bör noteras har gråmarkerats. Element som är markerade med ljusare grå färg indikerar förekomst av partiklar i provet. ELEMENT Ytvatten Stenhavet Ytvatten Knektschaktet Stenhaven Dagbrott Sala bly ofiltrerad* Sala bly filtrerad* Sala bly 2 ofiltrerad Utlopp Sala bly Dekanterad NEJ JA NEJ JA NEJ JA JA Ca mg/l 43,8 22, ,1 14,8 11,1 16,5 Fe mg/l 0,0029 7,12 1,01 1,37 0,0089 0,895 1,09 K mg/l 2,09 4,21 9,38 2,27 1,9 1,32 1,74 Mg mg/l 11 3, ,28 1,75 2,12 2,73 Na mg/l 0,567 0,93 3,16 0,478 0,485 0,296 0,468 S mg/l 23,4 0,254 27,1 1,69 1,83 0,621 1,72 Si mg/l 1,13 7,65 12,6 2,11 0,421 1,48 2,16 Al µg/l 1, , , As µg/l 0,334 5,37 2,41 6,19 0,554 3,6 9,8 Ba µg/l 47, , Cd µg/l 30,8 4,9 4,82 5,07 1,29 3,35 11,4 Co µg/l 0,0991 3,76 0,526 1,31 0,113 0,781 0,928 Cr µg/l 0,0114 4,48 0,623 1,81 0,161 2,25 2,78 Cu µg/l 1,28 31,8 2,81 30,8 3, Hg µg/l 0,0142 0,184 0,042 0,648 0,0216 0,554 3,13 Mn µg/l 2, ,9 15,6 36,5 76 Mo µg/l 2,43 0,32 0,0938 1,09 1,07 0,655 0,869 Ni µg/l 0,32 12,6 1,92 4,62 0,249 2,52 2,67 P µg/l 1, ,5 1,95 18,5 27,3 Pb µg/l 50, Sb µg/l 14,8 8,6 50,4 18,5 4,41 12,8 57 Sr µg/l 15, ,2 14,1 11,2 10,3 Zn µg/l , , * är samma vattenprov varav hälften filtrerades direkt i samband med provtagningen Inne på hyttområdet har stående ytvatten provtagits både filtrerat och ofiltrerat i flera punkter. Dessutom har en grävd kanal för ytvatten till Pråmån provtagits (Utlopp Sala bly). För flera element kan klart högre halter i det ofiltrerade provet noteras jämfört med det filtrerade, exempelvis arsenik, antimon, kadmium, kvicksilver, bly och zink. För molybden är dock halten i det ofiltrerade provet i det närmaste identisk med det filtrerade provet. Halten av antimon i det grävda diket är den högsta som uppmätts i yt- och grundvatten i denna undersökning. Halterna mellan de provtagna ytvattnen inom Sala bly är dock att anse som varierande och den kemiska sammansättningen torde avspegla sammansättningen och föroreningsgraden hos ytjorden. Blyhalten för vatten utgående från Sala bly är även den, den högsta som uppmätts hos ett ytvatten i denna undersökning liksom för arsenik, koppar, kvicksilver och bly. 97 (442)

98 Sammanfattningsvis för de övriga ytvattnen ; Förhöjda halter av exempelvis kadmium, bly och zink har analyserats i dagbrottsvatten och stående ytvatten. En jämförelse mellan filtrerat och ofiltrerat prov visar generellt på klart högre halter i det ofiltrerade. Således bedöms att partiklar i ytvattnen är en bidragande orsak till förhöjda halter av flera element i ett antal prover. Detta kan även ses på högre halter av exempelvis järn, mangan och aluminium i ett antal prov. Partiklar med dessa element har en god förmåga att fastlägga tungmetaller i naturliga vatten. 8.9 Lakförsök Prover till sekventiell lakning och skakförsök Till den sekventiella lakningen utvaldes totalt åtta prover (Figur 53) från olika delområden inom undersökningsområdet samt representerande olika materialtyper. GV7 från cm under markytan består av aftersand från aftersandskansen, SKB8 från cm djup är är gulbrun restprodukt (troligen en restprodukt från bokverken eller rostad malm), GV20 från cm djup är diverse fyllmaterial (bla. kol och slaggrester samt varp), Pråmån 3 är ett sedimentprov från Pråmån vilket innehåller en större mängd sulfider, troligen på grund av ett malmkoncentratspill vid skeppning på Pråmån till hyttområdet norr om Sala. Varp 1 är ett samlingsprov från området kring Karl XI:s schakt, Varp 2 är ett samlingsprov från Stenhavet och Varp 3 likaledes ett samlingsprov från området kring Herr Stens botten/latortsschaktet. Varp 4 slutligen är ett samlingsprov på slaggvarpshögen bakom hyttområdet. 98 (442)

99 Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Figur 53 Lokalisering för de prover som utvalts för sekventiell lakning. Till skakförsöken har på samma sätt som för den sekventiella lakningen åtta prover, vilka anses ge en god bild av de inom området förekommande avfallstyperna, valts ut. Dessa prov kommer från olika delar av undersökningsområdet. Dessa prover och deras placering inom området redovisas i Figur 54. Varp 1-4 är samma prover som använders i den sekventiella lakningen liksom provet Pråmån 3. Provet från PG6 är ett samlingsprov på aftersand uttaget mellan 1,2-2 m djup. S8 är ett spadgropsprov mellan 0-0,2 m och bestod av ytjord. SKB7 är ett prov mellan cm djup. Provet bestod av en gulaktig sand. Detta prov kan eventuellt vara en restprodukt från rostning av malm. 99 (442)

100 Fördjupade undersökningar vid Sala Silvergruva samt Pråmån Figur 54 Placering inom området för prover utvalda till skakförsök Sekventiella lakförsök Lakresultaten för kalcium, magnesium, aluminium och järn redovisas i Figur 55 och de sekventiella lakförsöken för elementen svavel, arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver, bly, antimon och zink visas i Figur 56. Proverna från området Varp 1 t.o.m. GV20 diskuteras först och sedan avhandlas provet från Pråmån (Pråmån 3). Anledningen till detta är att provet från Pråmån är dels är det ett sediment samt dels är sammansättningen på detta prov ev. är något avvikande från stora delar av Pråmån och detta faktum bör infogas i presentationen av resultatet från den sekventiella lakningen. 100 (442)

101 Figur 55 Sekventiella lakningar för Ca, Mg, Al, och Fe. Resultatet redovisas som procentuell fördelning mellan de olika lakstegen. För de tre varpproverna förekommer en något lägre andel av kalcium än vad som förväntades i laksteg 1 dvs adsorberat och utbytbart (mellan ca %), anledningen till detta är att pga. ett ph-värde på 5 i lakvätskan så skall karbonater lösas upp i detta steg. Eftersom karbonathalten i det lakade materialet är hög finns en viss risk för att alla karbonatmineral inte lakats ut i steg 1 utan först lakats ut i de efterföljande stegen (laksteg 2-4). En mindre andel (<10 %) finns även i residualen. Ett liknande förhållande finns för magnesium, endast en mindre andel lakas ut i steg 1 (5-10 %) och merparten förekommer i steg 3 och 4 dvs. amorfa järn- och manganoxider samt kristallina järnoxider (45-85 %). Endast en mycket liten andel av kalcium förekommer i residualen dvs. efter lakningen kvarvarande silikatrest. För magnesium uppvisar residualen en större betydelse i proverna Varp 2 och Varp 3 (45-50 %). En liten andel lakas även ut i steg 5, sulfidlaksteget (ca 5 %). För Varp 1 är fraktionen med kristallina järnoxider helt dominerande (65 %). Aluminium i varpproverna föreligger i Varp 2 samt 3 nästan enbart i residualen (80-90 %) samt laksteg 5, sulfider (5-ca 15 %). Resterande mängd lakades även ut från laksteg 4, kristallina järnoxider. Järn förekom i varpproverna i mängder mellan % i form av sulfider, residualen var betydande i Varp 2 och 3 (ca %) men saknas helt i Varp 1. Däremot var andelen järn i amorfa järn- och manganoxider (ca 10 %) samt kristallina järnoxider (ca 35 %) stort i Varp 1. För Varp 2 och 3 uppgick dessa andelar till ca 5 % och ca %. 101 (442)

102 För Varp 4, vilket är slaggvarpsprovet från upplaget bakom hyttan, är kalcium relativt jämnt fördelat mellan de olika lakstegen. Steg 6, residualen, är den dominerande (ca 35 %) följt av kristallina järnoxider (ca 25 %). Därefter kommer de tre övriga lakstegen med ungefär lika stor andel vardera. Magnesium lakades huvudsakligen ut i sulfidsteget (ca 50 %) för provet Varp 4, därefter följer kristallina järnoxider (ca 30 %). Resterande laksteg har en liten betydelse och den adsorberade andelen kan anses som försumbar. Av aluminium förekommer merparten i residualen (ca 45 %) samt i sulfidlaksteget (ca 35 %). Resterande mängd är bundna till amorfa järn- och manganoxider (10 %) samt kristallina järnoxider (ca 5 %). Järn förekommer huvudsakligen i sulfidsteget och i det kristallina järnoxidsteget (vardera ca 35 %). En mindre andel är associerat till residualen (<10 %) samt amorfa järnoxider (ca 10 %) och som adsorberat. Eftersom järnhalten var mycket hög i slaggvarpen är det troligt att lakvätskan inte lyckades lösa upp alla kristallina järnoxider utan att dessa följde med in i laksteget för sulfider och stabilt organsikt material (Steg 5). Mängden sulfider som skall finnas i en slaggprodukt bör vara mycket liten om processen fungerade som avsett. Troligen kan därför merparten av innehållet i laksteg 5, sulfider och stabila organiska föreningar tillskrivas laksteg 4 istället dvs. de kristallina järnoxiderna. Proverna SKB8, GV7 och GV20 har en likartad fördelning av kalcium, största fraktionen är generellt adsorberad (mellan %) följt av amorfa järn- och manganoxider (20-25 %) samt kristallina järnoxider (ca %). En mindre andel finns i residualen samt steg 2, labila organiska föreningar. För magnesium har betydelsen av residualen ökat till mellan % men amorfa järn- och manganoxider samt kristallina järnoxider är sammanslaget av ungefär lika storlek som residualen. Undantaget är SKB8 där dessa två laksteg tillsammans utgör nästan 70 %. Resterande andelar är ungefär lika fördelat mellan sulfidlaksteget och adsorberat. Troligen förekommer magnesium inte i sulfidfraktionen i dessa material utan den andel som lakats ut hör troligen till den kristallina järnoxidfraktionen men har inte fullständigt lakats ut i detta steg. För aluminium dominerar residualfraktionen fullständigt i de tre proven SKB8, GV7 och GV20, mindre mängder har lakats ut i sulfidlaksteget samt den kristallina järnoxidfraktionen. För järn är residualen samt den kristallina järnoxidfraktionen de viktigaste faserna för SKB8, GV7 och GV20. Även järn har en relativt hög andel i sulfidlaksteget. I GV20 förekommer även laksteg 2, labila organiska föreningar, detta kan bero på innehållet av organiskt material (kolrester) i detta prov. Resterande mängd kan hänföras till den adsorberade fasen, denna är generellt av liten betydelse i GV20 och har ännu lägre procentuell andel i SKB8 samt GV7. Sekventiella lakförsök har även utförts på ett prov på sediment från Pråmån (benämnt Pråmån 3). Fördelningen mellan fraktionerna för detta prov och kalcium är att ungefär lika andelar föreligger i adsorberat, amorfa järn- och manganoxider samt i den kristallina järnoxidens laksteg. Ca 15 % återfinns i residualen och en liten andel bundet till labila organiska föreningar. Knappt hälften av magnesium återfinns i residualen och merparten av den resterande andelen är fördelad mellan amorfa järn- och manganoxider samt kristallina järnoxider (ca 20 % vardera). Ca 10 % är associerat med sulfidlaksteget, detta kan som tidigare vara en minneseffekt från lakningen av kristallina järnoxider i laksteg 4. Järn förekommer företrädesvis bundet till residualfasen (dvs. silikater och liknande) samt till sulfider. I dessa två faser föreligger cirka 65 %. Amorfa och kristallina järnoxider utgör % medan mindre än 10 % av järnet föreligger adsorberat eller bundet till labilt organiskt material. 102 (442)

103 Figur 56 Sekventiella lakningar för utvalda element. Resultatet redovisas som procentuell fördelning mellan de olika lakstegen. 103 (442)

104 I alla de lakade proverna förekommer svavel huvudsakligen i sulfidlaksteget (>85 %) om SKB8 undantas, resterande mängd förekommer relativt jämnt fördelad mellan övriga fraktioner med en liten tyngdpunkt på kristallina järnoxider. I SKB 8 är andelen sulfidbundet svavel drygt 30 % vilket mostvaran andelen bundet till kristallina järnoxider. Adsorberat, laksteg 1, och amorfa järn- och manganoxider motsvara lite knappa 10 % medan laksteg 2, labila organiska föreningar, står för den resterande mängden, ca 15 %. Arsenik föreligger i varpproverna (Varp 1-3) huvudsakligen i sulfidfasen (ca 35-60%). I Varp 4 är andelen ca 30 % och SKB8 knappa 30 % liksom i GV7. I GV20 är sulfidandelen ca 45 %. För Varp 1-3 ökar residualens betydelse med minskande andel i sulfiderna (ca %). Residualens betydelse i SKB8, GV7 och GV20 är varieranden men låg (0 till knappa 15 %). Amorfa och kristallina järnoxier är de viktigaste faserna för arsenik i SKB8 och GV7 (ca 65 och 55 % respektive) i GV20 motsvarar dessa fraktioner ca 35 %. I Varp 1-3 motsvarar amorfa och kristallina lakstegen ca 35 %. Resterande andelar av arsenik, ca 5-15 %, lakas huvudsakligen ut i den labila organiska fraktionen. Undantaget är slaggvarpsprovet, Varp 4, där drygt 20 % lakas ut i den adsorberade fraktionen och knappa 5 % i den labila organiska fraktionen. För kadmium är merparen av mängden i Varp 1 till 3 bundet i sulfidfraktionen (ca %). Resterande mängd fördelas i huvudsak mellan adsorberat och kristallina järnoxider. För slaggvarpen (Varp 4) har betydelsen av sulfidsteget minskat (ca 60 %) medan amorfa- och kristallina järnoxidlakstegen ökat i betydelse (ca 30 % tillsammans). Resterande 10 % förekommer framför allt i lakstg 1, adsorberat. För SKB8 är merparten av kadmiuminnehållet i den lättlakade adsorberade fasen (ca 70 %). Ca 20 % finns i den amorfa järn- och manganoxidfasen och knappa 10 % i den kristallina järnoxidfasen. Även för GV7 samt GV20 är den adsorberade fraktionen den dominerande (ca 90 % och 50 % respektive). I GV20 är den näst största fraktionen sulfidlaksteget med ca 35 % följt av den amorfa oxidfraktionen (ca 10 %) och det labila organiska laksteget med ca 5 % andel. För koppar påvisas ca % i slulfidlaksteget för Varp 1-3. Därefter följer generellt kristallina järnoxider med ca % andel i Varp 1 och 2 samt ca 5 % i det labila organiska laksteget i båda. Resterande andel är den adsorberade fasen. I Varp 3 är fördelningen i den kvarvarande andelen ungefär lika mellan labila organiska föreningar och adsorberat. Även i Varp 4 är ca 80 % av kopparinnehållet associerat till sulfidsteget. Ca 15 % föreligger i den kristallina järnoxidfasen och den resterande andelen med amorfa oxider. I SKB 8 är de flesta laksteg representerade. Adsorberat motsvarar ca 25 %, labilt organiskt ca 15 %, amorfa järnoxider knappa 20 %, kristallina järnoxider drygt 30 % och sulfider ca 10 %. Fördelningen i GV7 liknar till viss del SKB8, knappa 40 % som adsorberat, dryga 10 % i labilt organiskt, knappa 30 % i kristallina järnoxider, nästan 30 % i sulfidsteget och en liten andel i residualen. För GV20 har betydelsen av den adsorberade fasen minskat till mindre än 10 %, den labila har ökat till dryga 20 %. Någon enstaka % förekommer i amorfa oxider samtidigt som 30 % finns i den kristallina järnoxidfasen. Resterande andel, nästan 40 %, finns i sulfidsteget. Kvicksilver förekommer i stort sett i alla prover enbart i laksteget som löser upp sulfider och stabila organiska föreningar. I SKB8 samt GV7 är residualen relativt betydande med andelar om knappa 40 och 25 %. I dessa båda prover återfinns även en liten andel (ca 5 %) i den kristallina järnoxidfasen. I GV20 är även en liten andel associerat med labilt organiskt material. Bly uppvisar en låg andel i sulfidlaksteget för alla prover, detta inkluderar även samlingsproverna på varp. Den högsta andelen i sulfidsteget uppvisar Varp 2 med ca 20 %. Generellt är adsorberat den viktigaste fasen för bly (knappa 30 % till över 90 % i SKB8). För alla prov utom SKB8 är sedan den amorfa oxidfasen tillsammans med den kristallina järnoxidfasen de viktigaste lakstegen (ca %). I alla proverna utom GV20 är den labila organiska fasen mindre betydande (<5 %), i GV20 är den ca 20 %. Antimon är endast delvis associerad med sulfider (15-50 %). Detta stämmer väl med att antimon även förekommer i andra mineral som påträffats i Sala Silvergruva. Adsorberat är en viktig fraktion för antimon med mellan % andel. Den labila organiska fasen motsvarar 5-20 % liksom amorfa järnoxider. De kristallina järnoxiderna är generellt något viktigare som fas än vad den amorfa fasen är 104 (442)

105 (ca %). Antimons sulfidandel är störst i varpproverna och lägst i avfallsproverna SKB8 och GV20. Zink förekommer till övervägande delen i Varp 1-3 som sulfider (ca 85 %). Adsorberat motsvarar ca 5-10 % och den resterande andelen föreligger i stort sett som amorf järnoxid. I slaggvarpsprovet Varp 4 är sulfidfasen den viktigaste beståndsdelen (ca 50 %), en mindre mängd är utlakad i residualen (ca 5 %) och den kristallina järnoxidfraktionen motsvarar lite drygt 25 %. Av återstoden så består denna huvudsakligen av adsorberat samt amorfa järn- och manganoxidfraktionerna med vardera något mindre än 10 % andel. I SKB8 är adsorberat den viktigaste fasen med ca 50 % av totala innehållet. Labila organiska föreningar binder ca 5 % av zinkinnehållet och amorfa samt kristallina järnoxider är båda ca 20 %. Den sulfidbundna zinken i SKB8 är ca 5 %. För GV7 är den adsorberade fraktionen ännu mer betydande är för SKB8 (ca 75 %). 10 % finns i labila organiska liksom i amorfa järn- och manganoxidsteget. Resterande andel (ca 5 %) delas av kristallina järnoxider samt sulfibunden zink. I GV20 har den adsorberade fraktionens betydelse minskat, ca 30 %. Ca 5 % kommer i den labila organiska fraktionen och dryga 15 % från den amorfa järn- och manganoxidfraktionen, ytterligare ca 5 % kommer i den kristallina fraktionen. Sulfidandelen är något högre än för de båda restprodukterna, SKB8 och GV7, ca 35 %. Knappa 10 % återfinns i residualen. Provet Pråmån 3 uppvisade även ett högt innehåll av svavel samt sulfidrelaterade element (till exempel kvicksilver, bly, kadmium och zink). Då halterna av dessa element ligger så pass högt misstänks att spår av malm eller liknande fanns i provet. Det är till exempel tänkbart att malm skulle ha tappats ner i ån i samband med transporterna längs med Pråmån. Eftersom föroreningarna i Pråmån generellt bedöms härröra från partikelspridning från gruvområdet och muddermassorna kan det diskuteras hur relevant provet är för Pråmån. Den utvärdering som redovisas nedan visar generellt på att sulfidfasen är dominerande för flera element. Sannolikt är detta inte riktigt representativt för Pråmån som helhet. Men med tanke på föroreningens ursprung (sulfider) är det ändå troligt att sulfidfasen även är betydande för Pråmåns sediment generellt, dock möjligen inte i samma utsträckning. Vad gäller svavel föreligger, som tidigare nämnts, den största delen i sulfidform (i det närmaste 90 %). För ett sediment i anslutning till ett gruvområde får detta betraktas som relativt högt. För Sala silvergruva är det dock inte otänkbart att merparten av svavlet, som återfinns i recipienten Pråmån, föreligger som sulfider. Fastläggningen av svavel i form av sulfat är generellt sett låg i oxiderade system med höga ph-värden. Arsenik föreligger bundet främst till sulfider och kristallina järnoxider. Andelen arsenik som återfinns i mer tillgängliga faser (adsorberat, labilt organiskt material och amorfa järnoxider) ligger under 20 %, enligt lakförsöket. Antimon har en högre andel sulfidbundet jämfört med arsenik, cirka 65 %. Adsorberat och labilt organsikt material utgör cirka 20 %. De båda järn- och manganfraktionerna utgör således en relativt liten andel. Vad gäller kadmium, koppar, zink och kvicksilver föreligger samtliga nästan uteslutande i sulfidform. För de tre förstnämnda utgör sulfidandelen mellan 80 och 90 %. Kvicksilver föreligger nästan uteslutande i sulfidform. Resultaten för dessa element är inte överraskande om tolkningen att provet som lakats antas innehålla spår av malm. Samtliga dessa element återfinns i Salaområdet i sulfidform. Däremot är resultaten mer överraskande rörande bly. Till skillnad mot ovan nämnda element ligger andelen sulfidbundet på endast cirka 5 %. Detta trots att även bly återfinns som sulfid i berggrunden i området. De faser som dominerar för bly är istället de båda järnfaserna (amorft + kristallint) samt labilt organiskt material. Att sulfidfasen inte är lika dominerande för bly är ett resultat som även erhållits för exempelvis prover på varp och slaggvarp. 105 (442)

106 Sammanfattningsvis så kan följande slutsatser dras av de sekventiella lakningarna; Sulfidassocierade element föreligger i de allra flesta fall bundet till sulfider i varpproverna. Bly skiljer sig från de övriga sulfidassocierade elementen genom dess låga utlakning i sulfidsteget för alla prover. Någon bra förklaring till detta faktum har inte gått att få. Aftersanden (GV7) uppvisar trots att ett prov från ett stort djup valdes en låg andel av metallerna bundna som sulfider. Detta tyder på att den har lakats eftersom vittringen inte tros ha kunnat vara fullständig på detta djup under den tidsperiod som gått sedan deponeringen. Antimon förekommer i de flesta fraktioner vilket stämmer bra med att den inom området bl.a. förekommer i primär form både som sulfid, sulfosalter samt antimoniater samt troligen som sekundärt bundet element. Avfallen från brytning (Varp 1-3) har generellt en större andel sulfidbundna metaller än vad proverna innehållande restprodukter från den industriella verksamheten gör (SKB8, GV7 och GV20). Provet från Pråmån innehåller troligen en större andel spill av vaskad malm. Anledningen till denna slutsats är den höga andelen av metallerna som är utlakade i sulfidsteget. Provet bedöms dock inte vara representativt för Pråmån som helhet. Detta eftersom föroreningarna i åns sediment främst bedöms härröra från partikelspridning från gruvområdet och muddermassorna Skakförsök Utvalda element från skakförsöket visas i Figur 57. Generellt för alla prover är att ph är högt och konduktiviteten låg. Lakvätskans ph är lägre för slaggvarpen men fortfarande relativt högt (strax över ph 6). Övriga varpprover ligger med ett ph över 9 vilket visar på en kraftig karbonatbuffring. Uppmätt ph ökar i det andra skaksteget för alla material förutom slaggvarpen (Varp 4) och aftersanden (PG6). Mest troligt är detta en effekt av malningen av provet vilket exponerar färska mineralytor för lakvätskan (aftersanden har inte malts). Provet Pråmån 3 ökar tydligt i ph mellan L/S 2 och L/S 10 och närmar sig varpproverna vilket tolkas som att intorkat porvatten från provtagningen sköljts ut i det första skaksteget. Då Pråmån 3 legat under vattenytan har ingen nämnvärd oxidation kunnat ske av de i provet ingående sulfiderna och karbonaterna finns kvar. Konduktiviteten minskar tydligt i alla prover mellan L/S 2 och L/S 10 vilket visar att en utsköljning har skett i det första steget. Tydligast är minskningen för SKB 7 vilket även uppvisade den tydligaste ökningen av ph. De utlakade halterna är generellt sett låga och för ett flertal element under rapporteringsgränsen i alla analyserade prover (ex vis för krom och kvicksilver). Slaggvarpen uppvisar de högsta utlakade halterna för elementen kobolt, bly och zink medan Pråmån 3 lakar ut mest antimon samt svavel. Provet S8 lakar ut mest koppar. Mellan de tre varpproverna från olika delar av området skiljer det en hel del i utlakade mängder. De utlakade mängderna återspeglar inte skillnaden i innehåll i de sammanslagningsprover som analyserats utan beror mest troligt på hur elementen sitter bundna i matrix (se resultate av de sekventiella lakningarna på varpen 8.9.2). Utlakningen av framförallt bly och zink i de tre olika varpproverna är i stort sett obetydlig och under eller strax över rapporteringsgränsen. Även för kadmium och kobolt är utlakningen mycket liten. Varpen från området kring Herr Stens botten är det varpprov som generellt lakar ut mest av de element som ingår i analyspaketet men halterna kan även för detta prov betecknas som mycket låga. Resultatet från skakförsöken tyder på att utlakningen från materialen till löst fas generellt är mycket låg. Det antas att merparten av transporten från varp och annat avfall företrädesvis sker i partikelbunden form och inte i löst fas. 106 (442)

107 Figur 57 Utvalda element i skakförsöket samt ph och konduktivitet. 107 (442)

108 De utlakade mängderna (Tabell 21) kan beräknas om till utlakad andel av totalhalten i respektive prov (Tabell 22). Resultaten visar att de utlakade mängderna för de flesta element är mycket liten i alla prover. Ett av undantagen är svavel i Varp 3, vilket skulle kunna bero på att detta är en äldre varp som har haft möjlighet att vittra under längre tid. Tabell 21 Utlakade halter från skakförsök. Varp 1 Varp 1 Varp 2 Varp 2 Varp 3 Varp 3 Varp 4 Varp 4 PG6 PG6 SKB7 SKB7 S8 S8 Pråmån 3 Pråmån 3 LS2 LS10 LS2 LS10 LS2 LS10 LS2 LS10 LS2 LS10 LS2 LS10 LS2 LS10 LS2 LS10 Ca 18,7 68,7 20, ,8 70,5 46,2 96,2 61, , Fe <0.008 <0.07 <0.008 <0.08 0,0134 <0.04 0,0208 <0.05 0,0148 <0.05 <0.008 <0.04 0,0966 0,704 0,0222 0,442 K 6,66 16,4 10,8 29,3 3, ,86 10,2 6,7 16,6 14,4 24,7 8,62 21,1 6,94 13,3 Mg 16,2 50,2 7,6 23,1 20,6 45,6 3,12 5,7 4,28 10,9 33,8 51,8 5,58 17,4 18,8 39,2 Na 2,62 <3 1,89 <2 3,18 <4 2,12 3,29 0,562 <1 1,91 <2 1,65 3,6 7,28 12,4 S 5,5 15,2 5,22 12,2 33,4 66,7 47,2 96,3 33,8 45, ,6 36, Si 1,7 6,62 3,56 13,4 7, ,61 5,56 0,67 2,41 2,5 7,52 3,3 10,7 5,12 15,1 Al 0,147 0,436 0,0222 0,3 0,0432 0,137 0,0598 0,171 0,0266 0,0665 0,00486 <0.02 0,0344 0,271 0,0246 0,374 As <0.002 <0.01 <0.002 <0.01 0,012 0,0215 0,00346 <0.01 <0.002 <0.01 <0.002 <0.01 <0.002 <0.01 0,0131 0,0334 Ba 0,0264 0,131 0,0958 0,346 0,0584 0,221 1,12 6,53 0,0686 1,03 0,0588 1,03 0,166 1,34 0,222 0,702 Cd < < < < < < , , ,0107 0,0218 0,0414 0,0822 0,04 0,0721 0, ,00212 Co 0,00011 < , < < < ,03 0,0754 < < ,00032 < , , , ,00343 Cr <0.001 <0.005 <0.001 <0.005 <0.001 <0.005 <0.001 <0.005 <0.001 <0.005 <0.001 <0.005 <0.001 <0.005 <0.001 <0.005 Cu 0,0123 0,0263 0,0236 0,0594 0,00294 <0.01 0,0104 0,0336 0, ,0159 0,0132 0,0307 0,0696 0,192 0,0033 0,0114 Hg < < < < < < < < < < ,0208 0,0193 0, ,0188 0, ,00318 Mn 0, ,0121 0, , , ,0127 0,978 2,06 0, ,0307 0,0276 0,0765 0,036 0,11 1,85 3,68 Mo 0, ,0157 0,0111 0,0185 0,0272 0,0437 <0.001 < ,0097 0,0805 0,0398 0,165 0,0122 0,0569 0,0224 0,0819 Ni 0,00314 < ,00256 < ,00392 < ,175 0,522 <0.001 <0.005 <0.001 <0.005 <0.001 < , ,00665 P <0.02 <0.1 <0.02 <0.1 0,0232 <0.1 0,0312 <0.1 <0.02 <0.1 <0.02 <0.1 0,036 <0.1 0,0882 0,246 Pb 0,0446 0,275 0,082 0,374 0, ,0411 9,24 63,7 0,145 0,88 0,174 0,922 0,892 3,94 0,228 1,11 Sb 0,046 0,115 0,119 0,316 0,166 0,368 0,0106 0,0206 0,0176 0,123 0,0672 0,224 0,0352 0,178 0,246 1,02 Se 0, , , , , , , ,0135 0, ,00181 Sr 0,0195 0,07 0,0124 0,0449 0,0342 0,106 0,0588 0,16 0,0274 0,065 0,121 0,227 0,0318 <0.1 0,0778 0,174 V < < < < , ,00173 < < , ,00243 Zn <0.004 <0.04 0,0146 0,0456 <0.004 < ,5 56,3 0,382 0,662 0,694 1,56 1,1 3,06 0,29 0,781 ph 9,4 9,8 9,1 9,8 9,2 9,6 6,4 6,2 9,1 8,9 7,6 8,5 7,7 8,3 7,1 8,3 Kond. 12,1 6,72 9,65 5,72 15,4 6,35 18,3 6,21 19,6 6,64 56,7 11,8 18,4 8,62 36,2 11,4 DOC 13,2 < , ,8 17,6 32, Cl 5,6 <13 3,6 <11 6,6 <14 <2 <10 6,4 <13 F 5,4 6,3 1,26 <2 0,56 <2 7,4 35,4 0,52 <2 SO4 8,6 <16 8,8 < , Arsenik verkar var bundet till stabila föreningar och endast mindre variationer i utlakad andel uppvisas för varpen och provet från Pråmån, för slaggvarpen är mobiliteten mycket låg. Utlakningen som andel av totalhalten varierar kraftigt för barium. Kadmium uppvisar generellt en mycket låg utlakning i varpen och provet från Pråmån medan slaggvarpen lakar ut betydligt mer även om andelen fortfarande är mycket låg. Kobolt var i de flesta prov mycket stabil och lakade endast ut i mindre omfattning även om slaggvarpen (Varp 4) även för detta element uppvisar en högre utlakningshastighet. För koppar lakar Varp 1 och Varp 2 ut mer än Varp 3. Slaggvarpen och provet från Pråmån lakar ut mycket låg andel av totalhalten. Kvicksilver var mycket stabilt bundet och lakade i de fleta prov ut halter under rapporteringsgränsen. Antimon visade sig vara relativt mobilt och lakade ut i större andel än övriga element. Detta kan förklaras med förekomstformen (troligen sitter en relativt stor andel i löttlösliga sulfosalter) samt att antimon bildar negativt laddade oxyanjoner under oxiderande förhållanden (HSbOH - ). Dessa adsorberar sämre till mineralytor vid neutrala eller basiska ph-värden. Även andra element, ex vis arsenik, vanadin, svavel m fl, bildar oxyanjoner men resultaten antyder att antimon lättare mobiliseras än dessa element i samband med skakförsök. Undantaget är då svavel. Detta ses ex vis i att slaggvarpen (Varp 4) som hade ett lägre ph lakar ut en mindre andel antimon än de övriga. Vanadin lakade för Varp 2 och 3 samt 4 ut i mängder under rapporteringsgränsen medan provet från Pråmån och Varp 3 lakade ut rapporterbara mängder men fortfarande en mycket liten andel av det totala innehållet. Även för zink underskreds rapporteringsgränsen i utlakad mängd för två prover, denna gång Varp 1 och Varp 3, medan Pråmån och Varp 2 var rapporteringsbara men fortfarande mycket låga. Slaggvarpen lakade ut betydligt mer vilket troligen beror på en svagare adsorption vid det lägre ph-värdet som inställdes i detta provs lakvätska (ph strax över 6). 108 (442)

109 Tabell 22 Jämförelse mellan utlakade mängder i skakförsöken vid L/S2 och L/S10 med provernas totalhalter. Fetmarkerade resultat anger att halva rapporteringsgränsen använts vid beräkningarna. Procentuell andel utlakat S As Ba Cd Co Cu Hg Pb Sb V Zn Pråmån 3 LS2 0,56% 0,01% 0,01% 0,00004% 0,01% 0,002% 0,00002% 0,002% 1,03% 0,01% 0,001% Pråmån 3 LS10 0,71% 0,03% 0,04% 0,0005% 0,02% 0,01% 0,001% 0,01% 4,25% 0,02% 0,001% Varp 1 LS2 0,17% 0,01% 0,29% 0,0005% 0,01% 0,26% 0,0004% 0,01% 2,13% 0,01% 0,0001% Varp 1 LS10 0,48% 0,06% 1,42% 0,0024% 0,02% 0,55% 0,0004% 0,03% 5,32% 0,04% 0,001% Varp 2 LS2 0,14% 0,01% 0,06% 0,0002% 0,003% 0,16% 0,0002% 0,01% 1,21% 0,001% 0,0005% Varp 2 LS10 0,33% 0,04% 0,21% 0,0013% 0,01% 0,40% 0,001% 0,03% 3,21% 0,005% 0,001% Varp 3 LS2 0,70% 0,03% 1,08% 0,0004% 0,002% 0,01% 0,001% 0,001% 2,40% 0,003% 0,0001% Varp 3 LS10 1,40% 0,06% 4,10% 0,0020% 0,02% 0,02% 0,003% 0,01% 5,31% 0,02% 0,001% Varp 4 LS2 0,32% 0,002% 0,04% 0,04% 0,07% 0,001% 0,01% 0,04% 0,04% 0,0001% 0,026% Varp 4 LS10 0,65% 0,003% 0,23% 0,18% 0,17% 0,002% 0,03% 0,31% 0,08% 0,001% 0,10% S8 LS2 0,59% 0,00% 0,02% 0,08% 0,00% 0,11% 0,02% 0,01% - - 0,02% S8 LS10 0,92% 0,10% 0,13% 0,14% 0,01% 0,30% 0,04% 0,03% - - 0,04% SKB7 LS2 6,58% 0,00% 0,02% 0,10% 0,01% 0,04% 0,06% 0,00% - - 0,02% SKB7 LS10 7,29% 0,01% 0,34% 0,20% 0,01% 0,09% 0,06% 0,01% - - 0,04% PG6 LS2 0,84% 0,00% 0,05% 0,04% 0,00% 0,00% 0,00% 0,00% - - 0,01% PG6 LS10 1,13% 0,01% 0,81% 0,08% 0,01% 0,01% 0,00% 0,01% - - 0,02% Sammanfattningsvis så visar skaktesterna att; De flesta element får låga lösta halter i skaktesterna. Den utlakade mängden ökar inte särskilt mycket mellan L/S 2 och L/S 10, detta innebär att den mobiliserbara andelen till stor del redan frigörs vid L/S 2. Fortsatt skaktest till L/S 10 mobiliserar alltså inte oväntat stora mängder. Vad som kan förväntas lakas ut är i huvudsak en andel av den adsorberade fraktionen. Eftersom ph för de flesta prov är >7 blir mineralytorna negativt laddade och adsorberade anjoner bör därför lättare desorberas än katjoner. Lakvätskans ph är för de flesta prover att anse som mycket högt eller högt, detta visar på ett högt god buffrande förmåga i proverna då merparten av dem varit exponerade under lång tid. Resultatet antyder att transporten i löst fas av element, främst katjoner, inom Sala Silvergruvas område troligen är lågt, detta betyder dock inte att den totala transporten (löst + partikelbunden transport) från området inte kan vara betydande Syra-basräkning Syra-basräkningar eller ABA-test är en metodik som baseras på att innehållet av syrabildande material jämförs med den mängd buffrande mineral som finns i ett prov. Metodiken togs ursprungligen fram vid West Virginia University under 1960-talet (Skousen et al., 2002) med syftet att införa enkel men tillförlitlig metodik för att förutsäga om sura, neutrala eller basiska lakvatten kommer att bildas av ett specifikt material/avfall (ursprungligen avfall från kolbrytning) då det utsätts för oxiderande miljö. Ett flertal analytiska metoder finns framtagna som grundar sig på detta arbete och den metod som vanligtvis används för gruvavfall är den som redovisas i Sobeck et al. (1978). Det är denna metod som använts för proverna från Sala Silvergruva. Jämförelser mellan teoretiskt beräknade NNP (Net Neutralization Potential) och kvoten mellan NP/AP (Neutralization Potential/Acid Potential) har jämförts med ph i de faktiskt utbildade lakvattnen av bl.a. Skousen (2002). I denna undersökning visade fältresultaten en mycket god överensstämmelse med ABA-testet. Enligt en av myndigheterna i British Columbia, Kanada, framtagen manual Guidelines and Recommended Methods for the Prediction of Metal Leaching and Acid Rock Drainage at Minesites in British Columbia för bedömning av avfall genererat inom gruvindustrin (gråberg, anrikningssand) kan avfall med en sulfid-svavelhalt 0,3 % bedömas som inert med avseende på syraproducerande förmåga, ytterligare undersökningar av dessa material behöver därför ej utföras (Price et al., 1997 samt Price och Errington, 1998). Totalsvavelhalten i geologiska material är i normalfallet lika med eller något högre än sulfidsvavelhalten, dvs. allt svavel förekommer i normalfallet inte i sulfider. Kvoten mellan NP (neutralisationspotentialen) och AP (syraproducerande potentialen) bör vara >2 eftersom det går åt upp till två mol kalcit för att neutralisera en mol pyrit (se Formel 3 och Formel 14). 109 (442)

110 Ett annat sätt att bedöma den framtida potentialen för att ett surt lakvatten skall kunna uppkomma är genom beräkning av NNP (NettoNeutraliseringsPotentialen), vilken är NP (Neutraliserande Potential) minus AP (Syraproducerande potentialen). Med denna bedömning finns ett antaget osäkerhetsintervall (±20 kg CaCO 3 /ton material) för om surt lakvatten kommer att bildas ur materialet och vid <-20 kg CaCO 3 /ton material anses provet generellt vara syrabildande. Analyserade prov som innehåller dessa två krav ( 0,3 % S eller en NP/AP-kvot >2) kan ej anses vara potentiellt syrabildande. Desto högre svavelhalt och lägre NP/AP-kvot desto större är potentialen att ett surt lakvatten kommer att uppträda ur materialet i framtiden. Det erhållna resultatet kommer dock inte att kunna säga något om när detta sura lakvatten kommer att bildas. För avfallet vid Sala Silvergruva kan det antas att merparten av sulfiderna består av i huvudsak icke syraproducerande sulfider som zinkblände eller blyglans. Blyglans men framförallt zinkblände kan innehålla en viss andel järn och eftersom järnet producerar syra vid bildningen av järn(iii)hydroxider så kan även dessa mineral leda till en viss syraproduktion. Omräkningen av totalsvavel till pyrit överskattar i Sala Silvergruva den möjliga syraproduktionen i materialet eftersom merparten av sulfiderna förekommer som zinkblände och blyglans. Likadant är det med svavelhalten i diverse restprodukter som slaggvarpen och utfyllnader inom industriområdet. Dessa material är till stor del oxiderade och det kan antas att merparten av de en gång ingående sulfiderna oxiderats vilket även de sekventiella lakningarna visade (8.9.2) om man bortser från resultatet från slaggvarpen. Trots den konservativa beräkningen för syra-basräkningen ses i Figur 58 att alla prov utom slaggvarpsprovet (Varp 4) hamnar inom det icke syraproducerande området. Slaggvarpen får bedömningen möjligt svagt syraproducerande vilket även stöds av pasta-ph i skaktestet vilket hamnade strax över ph 6. Pasta-pH i syra-basräkningen baseras på en betydligt kortare kontaktperiod varför det lägre ph-värdet från skakförsöken anses rimligare. Utifrån resultatet från den sekventiella lakningen på slaggvarpen förekommer merparten av det kvarvarande svavlet i sulfidform (ca 90 %). Detta tyder på att oxidation av sulfider i slaggvarpen kan förekomma och att en viss syrabildning kan ske om de ingående sulfiderna är syraproducerande. Det kan dock antas att ett långtidsstabilt ph för slaggvarpen är t ph 5-6. Även vid bedömningen med NNP får man resultatet att alla prover utom Varp 4 inte är potentiellt syrabildande. Svavelhalten i provet Varp 4, ca 2,35 % får även den anses som relativt måttlig. Tabell 23 Resultat från syra-basräkningen. PROV NNP NP ph MPA NPR (NP:MPA) S FIZZ RATING tcaco3/1000t tcaco3/1000t - tcaco3/1000t - % - GV10 saml. Prov cm ,6 12,5 27,68 0,4 3 GV cm ,7 13,1 47,47 0,42 4 SKB ,1 32,2 5,44 1,03 3 SKB ,3 4,7 57,17 0,15 3 GV ,4 26,9 20,69 0,86 4 GV ,9 1,9 19,73 0,06 2 SKB ,2 2,8 27,02 0,09 3 SKB ,4 4,7 3,84 0,15 1 GV ,5 20,3 22,99 0,65 4 GV ,3 0,9 270,9 0,03 3 GV ,8 12,8 46,28 0,41 4 GV cm ,1 19,7 27,48 0,63 4 SKB ,9 649,6 0,03 4 GV ,3 12,2 29,29 0,39 3 Varp ,4 13,8 66,4 0,44 4 Varp ,9 15,3 38,14 0,49 4 Varp ,4 26,9 26,05 0,86 4 Varp ,2 73,4 0,5 2, (442)

111 Figur 58 Kvot mellan NP och AP plottat mot svavelhalt. Svavelhalter under 0,3 % anses som inert och en kvot mellan NP och AP >2 anses också tillräckligt ör att förhindra uppkomsten av surt lakvatten. 9 Sammanfattning av avfallens geokemiska egenskaper De erfarenheter som erhållits genom de undersökningar och analyser som utförts på de olika materialtyperna som påträffats inom området sammanfattas kortfattat i detta avsnitt. Slutsatserna är generella och för ytterligare detaljer hänvisas till respektive undersökning. 9.1 Varp De sulfidrelaterade elementen är i huvudsak fortfarande bundna till sulfider. På grund av det höga phvärdet fastläggs mobiliserade katjoner effektivt till mineralytor samt järnoxider. De utlakade lösta halterna i skaktestet blir låga. Element som bildar oxyanjoner som ex vis molybden, arsenik samt antimon och vanadin får en något sämre adsorption än vad som varit fallet i ett område med lägre phvärde. Eftersom syraproducerande sulfider endast utgör en mindre andel av det totala sulfidinnehållet sönderfaller inte varpen under vittring (genom buffringsreaktioner) utan den andel av de ingående sulfiderna som oxiderar är i huvudsak de som är exponerade i ytan samt de sulfider inuti varpen som är i kontakt med sprickor vilka når ut till ytan. På grund av det höga ph-värdet är mobiliteten för järn mycket låg och det är tänkbart att i de fall sulfider innehållande järn förekommer att detta järn kan fällas ut på ytan av sulfiden vilket leder till en minskad oxidationshastighet (Nicholson et al. 1990). Eftersom ph är högt och järnoxidation av sulfider inte förekommer vid dessa höga ph-värden blir oxidationshastigheten relativt låg (se avsnitt 5.1 och Figur 12). Varpen har framförallt förhöjda halter av antimon, arsenik, kadmium, kvicksilver, bly och zink 111 (442)

112 9.2 Aftersand De sekventiella lakningarna visade att andelen av de sulfidrelaterade elementen som förelåg i sulfidfas var liten. En mycket stor andel fanns associerat till sekundära faser eller adsorberat. Detta tyder på att den aftersand som finns deponerad i aftersandskansen har lakats eftersom det inte är troligt att syredriven diffusion vid ett åtminstone neutralt ph skulle ha lett till att materialet vittrat genom hela profilen med aftersand (ca 5 m). Tack vare det höga ph-värdet är adsorptionen av element till mineralytor mycket god och endast mindre mängder lakades ut ur aftersanden vid skakförsöken. Aftersanden innehåller främst förhöjda halter av antimon, arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver, bly och zink. Den förhöjda halten av koppar kan vara en effekt av att kopparsulfat användes vid lakningen av aftersand i extraktionsverket även om kopparkis förekommer i Sala Silvergruva. 9.3 Slaggvarp I slaggvarpen borde merparten av sulfiderna vara oxiderade men enligt den sekventiella lakningen så föreligger fortfarande en relativt stor andel i sulfidfasen. Detta kan dock bero på att alla kristallina järnoxider inte lakats ut i lakningen utan en del har först löst upp sig i sulfidlaksteget. Slaggvarpen är även det enda material som möjligen kan vara svagt syraproducerande utifrån resultaten i syrabasräkningen men eftersom det är tveksamt om svavel föreligger i sulfidform samt om dessa eventuella sulfider är syraproducerande bedöms det att ph i lakvattnet från slaggvarpen inte bör komma att understiga ca ph 5-6. Eftersom slaggvarpen är en oxiderad restprodukt där en stor andel av de ingående sulfiderna och karbonaterna avgått i gasform innehåller denna förhöjda halter av fler element än vad som är fallet för varpen och aftersanden. Den utlakade mängden i skakfösöket bedöms som låg för de flesta element men antimon och zink lakade ut i större omfattning än för de övriga proven. Slaggvarpen innehåller främst förhöjda halter för antimon, arsenik, barium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver, molybden, nickel, bly, tenn, vanadin och zink. 9.4 Utfyllnader inom Hyttområdet Inne på hyttområdet påträffades ett blandat avfall bestående av vad som tolkas som rostade avfallsprodukter, slagg, tegel, kol, aftersand mm. Troligen kommer dessa avfall både från bokhus, vaskverk, anrikningsverk samt hyttan. Baserat på resultaten från SKB7 och SKB8 kan det sammanfattas att merparten av elementen föreligger bundet till sekundära faser samt som adsorberat. Andelen sulfider i materialet är relativt låg även om de enligt den sekventiella lakningen förekommer. Utlakningen från skakförsöket visade att provet från hyttområdet var det som lakade ut mest av svavel och kadmium, hade ett relativt högt ph sam den högsta konduktiviteten av alla prov. De utlakade halterna måste trots allt betecknas som låga. Utfyllnaderna har förhöjda halter av främst antimon, arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver, bly, tenn och zink. 10 Massflöden Massflödesberäkning har genomförts för ytvatten i Griesbachs kanal samt Pråmån för att möjliggöra en bedömning av var inom undersökningsområdet stora påslag av element till ytvattnet sker. Flödesmätningar utfördes med apelsinmetoden och mindre förändringar av flödet går ej att bestämma med denna metod. Noggrannheten bedöms dock som tillräcklig för att de områden som har det största inflytandet på elementtransporten i Griesbachs kanal och Pråmån skall kunna urskiljas. Presentationen av resultatet sker i form av massflöde per sekund. Eftersom flödesmätning endast skett vid ett tillfälle har ingen verklig årstransport av elementen beräknats, för detta är en provtagning alldeles otillräckligt men för att få en viss jämförelse mellan 112 (442)

113 storleksordningarna jämförs en beräknad årstransport i Griesbachs kanal med vad som pumpas från gruvan. Förutsättningen för att denna jämförelse skall vara baserad på ett rimligt värde för masstransporten i Griesbachs kanal är att det flöde som uppmättes i samband med provtagningen är representativt som årsmedelflöde i Griesbachs kanal. Eftersom fuktkammarförsök inte utförts på varp från området så kan inte metalläckaget genom oxidation av sulfider i denna beräknas. Varpen uppvisade generellt en mycket liten vittringsskorpa och inte heller representativa prover på denna vittringsskorpa bedömdes kunna tas ut för att en bestämning av vilka element som mobiliseras genom vittrings- samt buffringsreaktioner skulle kunna fastställas. Istället har skakförsöken använts som utgångspunkt för att få ett massföde av metaller per år i löst fas. Eftersom den lösta fasen anses vara en mycket liten del av de totala massflödena inom Sala Silvergruvas område har även gruvvattnets masstransport per år jämförs även med den mängd som beräknats mobiliseras genom nederbörd över Sala Silvergruvas avfall. Nederbörden inom gruvområdet antas till största delen infiltrera genom varp till gruvan alternativt avrinna direkt till Griesbachs kanal/pråmån. Anledningen till detta är att; Varpen som är upplagd inom stora delar av området är att anse som permeabel Utifrån tolkningar av höjdkurvor och interpolering inom de områden där utfyllnader förekommer antas dessa visa på att berggrunden lutar i riktning mot Griesbachs kanal/pråmån inom största delen av Sala Silvergruvas område. För att en avrinning/infiltration skall kunna ske genom varpen till underjordsgruvan alternativ till Griesbachs kanal/pråmån måste dock ytorna ha en viss fuktighet. Är varpytorna helt torra binds nämligen den infiltrerande nederbörden till mineralytorna och ingen fortsatt transport sker. Då varpytorna återigen blir fuktiga (ex vis i samband med kraftiga höstregn eller snösmältning) kan lättlösliga, sekundära salter lösas upp och transporteras vidare ned till gruvan eller Griesbachs kanal. Koncentrationen och flödet i det infiltrerande vattnet bedöms kunna variera kraftigt under loppet av ett år. De beräknade värdena skall ses som en grov uppskattning av vilka masstransporter det skulle kunna röra sig om, framförallt i den partikulära fasen. Om partiklar hamnar i underjordsgruvan bedöms dessa till största delen kunna sedimentera liksom vid längre sträckor av ytavrinning. Det är egentligen bara delar av gruvområdet på Stenhavet och kring Herr Stens botten som inte avrinner i riktning mot Griesbachs kanal/pråmån. Gradienten på den antagna bergytan inom Sala Silvergruvas område är relativt liten, exempelvis är gradienten för berggrundens överyta vid Carl XI:s lave till Griesbachs kanal ca 0,034. Inom de centrala delarna av gruvområdet anses grundvattentillgången i de lösa utfyllnaderna vara lokala och ingen regelrätt grundvattenyta finns troligen utbildad utan merparten av den nederbörd som infiltrerar genom varpfyllen rinner troligen ned i gruvan genom de dagöppningar som finns. Dessutom går genom området en större spricka i berggrunden (sköl), till denna ansluter mindre sprickor (se Figur 6). Dessa är troligen, då de inte är fyllda med sekundära mineral, grundvattenförande. Exempelvis påträffades en sådan kraftigt vattenförande spricka under arbetet med Carl XI:s schakt (Tegengren 1924). I dagsläget då grundvattennivån i gruvan hålls på 155 m nivå pumpas i genomsnitt ca liter/dygn från gruvan, då gruvan under slutet av sin livslängd nått sitt fulla djup var dygnsmedel ca liter/dygn. Detta visar att inläckaget till gruvan inte nämnvärt minskar med ett ökat djup utan är relativt konstant per djupmeter (1,2-1,3 m 3 /dygn, djupmeter). Hur underjordsgruvans volym förändras med djupet är inte känt men det kan antas ca hälften av brytningsrummen (och gruvans totala volym) befinner sig ovanför 155 m nivån. Om detta antagande är korrekt så är även infiltrationen per volym utbrutet relativt konstant med djupet, befinner sig en den större andelen under 155 m nivå så minskar inflödet relativt snabbt med ett ökat djup vilket visar att inläckaget i huvudsak beror på ytligare infiltration. Sammanlagda ytarean inom det område där ytavrinning bedöms ske till gruvan är ca m 2, med en årlig nederbörd om 570 mm och om ingen hänsyn till avdunstning tas så ger detta en 113 (442)

114 infiltration till underjordsgruvan om ca m 3. Den årliga volymen gruvvatten som pumpas är ca m 3. Detta tyder på att det i huvudsak är ytvatten som infiltrerar genom dagöppningar ned i gruvan och inte grundvatten som transporterats långväga ifrån (genom spricksystemet som följer mineraliseringen) och avbördas från underjordsgruvan till Griesbachs kanal. I Axelsson och Follin (2000) jämförs inläckaget i ett antal svenska gruvor med varandra. Inläckaget har beräknats om till m 3 /timme per miljoner m 3 utbrutet berg. Eftersom ingen totalt utbruten volym för Sala Silvergruva verkar finnas framtagen används den totala volymen gruvavfall som en approximativ volym. Den inmätta volymen gruvavfall uppgick i undersökningen till ca 1,8 Mm 3, denna volym är skrymvolymen dvs den totala mängden berg inklusive porositeten. Om malm som transporterats bort från området till hyttorna samt avfall som använts till diverse byggnads- eller utfyllnadsändamål eller transporterats bort för anrikning i modern tid approximativt sätts till motsvarande porositeten så blir den totalt utbrutna volymen i Sala 1,8 Mm 3. Detta ger ett inläckage om ca 8,9 m 3 /timme per Mm 3 utbrutet då gruvan var fullt dränerad. Enligt Axelsson och Follin (2000) har svenska gruvor med en volym mellan 2-15 Mm 3 ett inläckage mellan ca 2-30 m 3 /timme per Mm 3 utbrutet. Inläckaget i Sala Silvergruva är således inom den nedre delen av detta intervall, om den utbrutna volymen är underskattad minskar inläckaget ytterligare. Orsaken till detta är troligen att tillmakning, vilket är en för berget skonsam brytningsmetod, använts under en mycket stor period av gruvans totala livslängd samt antyder att berget i sig varit tämligen kompetent (undantaget det stora spricksystemet, skölen) samt att gruvan har ett relativt litet tillrinningsområde ovan jord. I dagsläget bidrar troligen även Tistbrottet till grundvattenavsänkningen i berg inom Sala Silvergruvas närområde vilket bör leda till att grundvatteninläckaget från grundvatten i berggrunden till underjordsgruvan i Sala bör ha minskat ytterligare Massflöden i Griesbachs kanal och Pråmån Halterna som uppmättes vid provtagningen i Griesbachs kanal och Pråmån används för att beräkna masstransporten som skedde vid mättillfället eftersom flödesmätningar genomförts endast vid detta tillfälle. Mätpunkterna samt deras ungefärliga läge presenteras i Figur 59. Massflödesförändringen längs med sträckningen presenteras för utvalda element i Figur (442)

115 Figur 59 Schematisk presentation av massflödesberäkningen. Illustrerad med resultat för svavel. 115 (442)

116 Ökningarna i masstransport för de enskilda elementen kan karakteriseras i olika grupper (element inom parentes i listan uppvisar ett mindre tydligt påslag än de övriga elementen i gruppen); Element med tydliga påslag i Griesbach 2, Pråmån 1 och i utloppet från Ekeby dammar (S, Co, (Cu), Ni, K, Ca). Element med tydliga påslag i Griesbach 2 och utlopp Ekeby dammar (Mg, Cr, Mn, Mo, P). Element med tydliga påslag i Griesbach 2, Pråmån 10 och Ekeby dammar (Si, Al, Pb, (Sr)). Element med tydliga påslag i Griesbach 2 och Pråmån 1 (Cd, Zn). Element med nästan enbart påslag i utloppet från Ekeby dammar (As, Ba). Element med kontinuerlig ökning från inlopp Pråmån och fram till Ekeby dammar (Hg). Element med tydligt påslag i Griesbach 2 (Sb). Ovanstående indelning är givetvis något flytande men visar att masstransporten vid mättillfället av de till malmen relaterade metallerna (svavel, kobolt, molybden, bly, kadmium, zink, arsenik, kvicksilver och antimon) till stor del sker i Griesbach 2 samt Pråmån 1. Påslaget i Griesbach 2 kan troligtvis förklaras med varputfyllnaderna som förekommer centralt i området. Tillskottet av gruvvatten sker uppströms Griesbach 1 varför detta inte kan vara orsaken till haltökningen. Påslaget i Pråmån 1 är mest troligt en effekt av påverkan från hyttområdet samt slaggvarpsdeponin (eftersom dessa element uppvisar höga halter i dessa områden). Lakvatten från aftersandskansen till Pråmån antas huvudsakligen dränera i diket som utmynnar i Pråmån mellan Pråmån 1 och Pråmån 2. Enligt massflödesberäkningarna sker ingen tydlig ökning av masstransporten mellan Pråmån 1 och Pråmån 3. I det fall haltökningar förekommer mellan Mellandammen och Griesbach 1 kan denna förklaras med gruvvattnet för svavel, kadmium. molybden, zink och antimon. Tillskottet från gruvvattnet till Griesbachs kanal uppströms Griesbach 1 är litet jämfört med den haltökning som sker mellan Griesbach 1 och Griesbach 2. Att haltökningen efter hyttområdet sker först efter mätpunkten Inlopp Pråmån kan troligen förklaras med att detta vattenprov togs vid utloppet från Nya Hjulhusets frånloppstunnel och detta vatten var troligen relativt stagnant. Merparten av vattentransporten till Pråmån sker genom kanalen som går igenom hyttområdet. Vatten som avrinner från hyttområdet är därför troligare att påverka den andra sidan av Pråmån först vare sig det infiltrerar till den övertäckta kanalen inne på hyttområdet eller avrinner som ytavrinning direkt till Pråmån. Höga halter i avrinnande ytvatten till Pråmån från hyttområdet provtogs i samband med fältarbetena (se Tabell 20). Andra element får troligen tillskott från sedimenten (ex vis kvicksilver, Figur 61) vilket leder till en kontinuerlig ökning läng med Pråmån, även bly verkar få ett tillskott i samband med provpunkt Pråmån 10 men generellt verkar de flesta element till större eller mindre del fastläggas under transporten i Pråmån mellan Sala Silvergruva och Ekeby dammar. 116 (442)

117 Figur 60 Massflöden i samband med ytvattenprovtagning i Griesbachs kanal och Pråmån. 117 (442)

118 Figur 61 Masstransporten i Griesbachs kanal och Pråmån i samband med ytvattenprovtagningen. De haltökningar som förekommer i anslutning till utloppet i Ekeby dammar förklaras i de allra flesta fall med ett motsvarande tillskott från Johannesfors inlopp i Ekeby dammar alternativt att summan av tillskotten från Pråmåns inlopp och Josefsdalsbäcken är något större än utflödet från Ekeby dammar varvid en viss fastläggning i Ekeby dammarär sannolik. Detta gäller för elementen Ca, S, Sb, Si, Zn. För en del element gäller inte detta utan utflödet från Ekeby dammar var större än det momentana inflödet vid provtagningen från Josefsdalsbäcken och Pråmån varför en mobilisering från sedimenten i Ekeby dammar är sannolik. Detta gäller för elementen arsenik, kadmium, kobolt, koppar och bly. Massflödet från Josefsdalsbäcken överstiger det i Pråmån vid inloppet till Ekeby dammar för elementen arsenik, kalcium, kadmium, kobolt, koppar och kisel medan transporten i Pråmån är större för kvicksilver, bly, svavel, antimon och zink. Vatten från Mellandammen skall inte anses vara den naturliga bakgrundshalten eftersom det kan antas att det är påverkat av de hyttor och den verksamhet som bedrivits i området. Massflödet av element är för flera metaller betydligt högre i denna mätpunkt än vad det är i ex vis Griesbachs kanal efter tillflödet av gruvvatten (se elementen aluminium, arsenik, barium, kalcium, kobolt, krom, koppar, järn, kvicksilver, kalium, mangan, nickel, fosfor, bly, kisel och strontium). En delförklaring kan även vara berggrunden eftersom den kring och ovanför Mellandammen består av porfyrit och hälleflinta istället för dolomit. Mellan provpunkten Pråmån 9 och Pråmån 10 finns ett dagvattentillflöde vid Jakob Matts kvarn. Detta kunde dock inte provtas i samband med vattenprovtagningen i Pråmån trots att ett tillflöde skedde. Det är dock möjligt att det är detta dagvattentillflöde som ger den ökade masstransporten i Pråmån 10 för vissa element (kisel, aluminium, bly och till viss del strontium) Massflöde beräknat med hjälp av skaktester Skaktesterna kan användas för att få en grov uppskattning av massflödet i löst fas av metaller ned i gruvan från de olika delområdena samt från olika typer av avfall. De har även använts för att beräkna vad som kan mobiliseras totalt sett som löst fas inom området. Detta innebär inkluderat de 118 (442)

119 avfallsvolymer som avrinner till Griesbachs kanal och Pråmån samt det lakvatten som bildas ute på de delar av Stenhavet som inte antas avrinna till gruvan eller ytvattensystemen som rinner genom gruvområdet. För att omvandla skaktester till antal g/år för vardera provet så måste man utföra följande beräkningar under antagande om att den utlakade lösta mängden är representativ för materialet som helhet samt för hur mycket som är tillgängligt för regnvatten att mobilisera som ett genomsnittligt värde. Beräkningsgången börjar med att omvandla den beräknade volymen för avfallet till mängd (kg). Eftersom skaktesterna utförs vid L/S 2 samt L/S 10 innebär detta att 2 gånger respektive 10 gånger så mycket vatten som fast material används vid lakningarna. Dubbla eller tio gånger så stor massa av vatten måste alltså regna över ytan innan man uppnår en lakkvot om L/S 2 respektive L/S 10. Eftersom nederbörden inom Sala är känd kan sedan det antal år som det tar innan L/S 2 respektive L/S 10 erhålls beräknas. Detta beräknas med hjälp av följande formel: Formel 18 V * * LSX Y A* P Där Y = Antalet år till lakkvoten erhålls (LS2 alt. LS10) V = Avfallets volym = Avfallets skrymdensitet (kg/m 3 ) antaget till 2 ton/m 3 LSX = Lakkvoten som eftersträvas 2 alt. 10 (LS2 alt. LS10) A = Avfallets ytarea (m 2 ) P = Årlig nederbörd (m/år) För att sedan beräkna den årliga mobiliseringen från områdena multipliceras den utlakade mängden vid den aktuella lakkvoten med avfallets massa och divideras med antalet år till dess den valda lakkvoten erhålls. Detta beräknas med hjälp av följande formel: Formel 19 Där L* V * P M Y M = Årlig mobilisering av det aktuella elementet (mg/år) L = Utlakad mängd av det aktuella elementet vid den aktuella lakkvoten (2 alt. 10) (mg/kg) V = Avfallets volym (m 3 ) = Avfallets skrymdensitet (kg/m 3 ) Y = Antalet år till lakkvoten erhålls (LS2 alt. LS10) Enligt beräkningarna för Sala vilka utförts för både lakkvoten LS 2 samt LS 10 och vid en nederbörd om 0,57 m/m 2, år (baserat på medelvärdet från de båda klimatstationerna i Sala) för att simulera ett worst case scenario där all nederbörd bidrar till den transporterade mängden i löst fas så blir den årliga utlakningen från alla de delområden som karterats enligt Tabell 24. Skillnaden mellan denna tabell och de resultat som presenteras och som baserar sig på de transporterade mängderna ut från gruvan samt i Griesbachs kanal och Pråmån är att dessa halter är totalhalter. I skaktestet filtreras lakvätskan och den utlakade mängden är således lösta halter. I en 119 (442)

120 geokemisk omgivning som den i Sala med oxiderade ytvatten och höga ph-värden kan merparten av transporten förväntas ske i den partikulära fasen. Tabell 24 Årliga utlakade halter beräknade utifrån skakförsök. Observera att halterna baseras på löst fas. Använda areor för volymsberäkningarna är hämtade från Tabell 5. S As Ba Cd Co Cu Hg Pb Sb V Zn Varp 1 Carl XI g/år LS2 33,7 0,006 0,16 0,0003 0,0007 0,075 0,0001 0,27 0,28 0,0003 0,01 Varp 1 Carl XI g/år LS10 18,6 0,006 0,16 0,0003 0,0003 0,032 0,0000 0,34 0,14 0,0005 0,02 Varp 2 Stenhavet g/år LS2 104,2 0,020 1,91 0,0010 0,0021 0,47 0,0004 1,64 2,37 0,001 0,29 Varp 2 Stenhavet g/år LS10 48,7 0,020 1,38 0,0012 0,0010 0,24 0,0004 1,49 1,26 0,001 0,18 Varp 3 Stens botten g/år LS2 320,4 0,115 0,56 0,0005 0,0005 0,028 0,0002 0,07 1,59 0,002 0,02 Varp 3 Stens botten g/år LS10 128,0 0,041 0,42 0,0005 0,0010 0,010 0,0002 0,08 0,71 0,003 0,04 Varp 4 Slaggvarp g/år LS2 108,5 0,008 2,57 0,0017 0,069 0,024 0, ,2 0,02 0, ,3 Varp 4 Slaggvarp g/år LS10 96,1 0,005 6,51 0,0039 0,075 0,034 0, ,5 0,02 0, ,2 SKB7 Hyttområdet g/år LS2 387,7 0,002 0,14 0,1016 0,0008 0,032 0,051 0,43 0,16-1,7 SKB7 Hyttområdet g/år LS10 85,9 0,002 0,51 0,0403 0,0002 0,015 0,0095 0,45 0,11-0,8 PG6 Aftersand g/år LS2 191,2 0,006 0,39 0,0605 0,0003 0,017 0,0001 0,82 0,10-2,2 PG6 Aftersand g/år LS10 99,8 0,003 0,20 0,0316 0,0001 0,009 0,0001 0,43 0,05-1,1 Summa utlakat: g/år ,23 14,9 0,24 0,15 1,0 0, ,8 0, Andelen som mobiliseras från avfallet som löst fas är en bråkdel av de halter som transporteras i gruvvattnet i form av totalhalter (Tabell 25). Tabell 25 Beräknat massflöde från gruvvattenpumpen till Griesbachs kanal per dygn samt per år. ELEMENT PROV Utlopp från gruvan Dygn År Filtrerad NEJ kg Ca mg/l 128 g Fe mg/l 0,0089 g 1,78 0,6 K mg/l 10,7 g Mg mg/l 63,6 g Na mg/l 8,32 g S mg/l 136 g Si mg/l 3,97 g Al µg/l 4,14 mg 828 0,30 As µg/l 0,585 mg 117 0,04 Ba µg/l 27,8 mg ,03 Cd µg/l 12,6 mg ,92 Co µg/l 0,109 mg 21,8 0,008 Cr µg/l 0,0189 mg 3,78 0,0014 Cu µg/l 1,52 mg 304 0,11 Hg µg/l 0,0035 mg 0,7 0,0003 Mn µg/l 0,413 mg 82,6 0,03 Mo µg/l 6,26 mg ,46 Ni µg/l 1,21 mg 242 0,09 P µg/l 4,74 mg 948 0,35 Pb µg/l 15,3 mg ,12 Sr µg/l 113 mg ,25 Zn µg/l 3360 mg ,28 Sb µg/l 36,1 mg , (442)

121 10.3 Jämförelse mellan årstransport i gruvvatten och Griesbachs kanal Om den beräknade årliga transporten av element från gruvvattnet jämförs med en högst teoretisk årstransport i Griesbachs kanal (beräknad med antagandet att det flöde som uppmättes vid ytvattenprovtagningen är representativt som ett årsmedelflöde) så erhålls resultatet i Tabell 26. Utifrån jämförelsen så ser man att svavel, kadmium, molybden, zink och antimon från gruvvattnet (underjordsgruvans länspumpning), relativt sett, bidrar till en stor andel av den totalt transporterade mängden i provtagningspunkten Griesbach 1 belägen nedströms utsläppspunkten för gruvvatten. Mängderna för dessa element ökar sedan i de flesta fall kraftigt mellan Griesbach 1 och Griesbach 2 vilket visar att gruvvattnet är en bidragande, men sannolikt inte den huvudsakliga källan till metalltransporten av dessa element i Griesbachs kanal. I Griesbach 2 står gruvvattnet för ca 10 % av totaltransporten för svavel, kadmium, molybden, zink och antimon. Av dessa element bildar svavel, molybden och antimon oxyanjoner som generellt är mycket rörliga i oxiderade miljöer med neutralt ph. Kadmium och zink är två katjoner som generellt även de (för att vara tungmetallkatjoner) anses vara tämligen rörliga i en oxiderande miljö med neutralt ph. Tabell 26 Jämförelse mellan beräknad årstransport av element i gruvvattenutsläppet och i Griesbachs kanal under förutsättning att uppmätt flöde är representativt som årsmedelflöde. Element som anses kunna ha en tydlig påverkan på medelhalten i Griesbachs kanal är gråmarkerade. ELEMENT Gruvvatten Griesbach 1 Griesbach 2 Griesbach 3 Transport Ca ton/år 9,34 62,3 146,6 52,7 Fe ton/år 0,0006 1,9 4,9 1,5 K ton/år 0,78 7,2 15,0 5,3 Mg ton/år 4,64 18,6 53,2 19,7 Na ton/år 0,61 23,6 37,0 12,3 S ton/år 9,93 21,4 78,0 32,2 Si ton/år 0,29 8,1 13,7 4,6 Al kg/år 0,30 184,8 1097,5 188,0 As kg/år 0,04 3,5 3,0 2,5 Ba kg/år 2,03 34,1 76,4 29,6 Cd kg/år 0,92 1,3 11,3 4,3 Co kg/år 0,008 0,2 2,0 0,4 Cr kg/år 0,001 0,8 2,9 1,3 Cu kg/år 0,11 3,8 80,4 8,4 Hg kg/år 0, ,05 0,04 Mn kg/år 0,03 150,7 993,4 334,3 Mo kg/år 0,46 1,3 3,7 1,8 Ni kg/år 0,09 1,5 5,5 1,8 P kg/år 0,35 62,1 198,7 63,1 Pb kg/år 1,12 7,5 492,0 107,2 Sr kg/år 8,25 108,5 199,6 69,4 Zn kg/år 245,28 298,3 2497,7 857,8 Sb kg/år 2,64 4,8 22,1 8, Beräknad mobilisering utifrån ytvattenprover och avfallens utbredning Genom att ytvattentprover (totalhalter) inom Sala Silvergruvas område analyserats har en teoretisk totalmängd över vad som kan transporteras från avfallen inom de olika delområdena beräknats utifrån områdets årsmedelbörd. Baserat på resultatet av dessa kan man se att ex vis den totala mobiliserade svavelmängden varierar mycket mellan de två beräkningsalternativen (beroende på vilken vattenanalys som används för varputfyllnaderna). Merparten av denna teoretiska transport sker troligen som partiklar eller kolloider 121 (442)

122 eftersom ph är högt och ytvattnen är oxiderade. Merparten av de transporterade partiklaran bedöms kunna sedimentera i underjordsgruvan eller vid längre transporter som ytvatten. Tabell 27 Beräknad maximal, genom nederbörd, elementtransport inom Sala Silvergruva. Gruvvattenmängden till Griesbach bifogas som jämförelse. För Stenhaven har två beräkningar utförts eftersom två ytvattenprover togs från detta område. ELEMENT Ytvatten Ytvatten Stenhavet* Knektschaktet Dagbrott Ytvatten Stenhavet* Utlopp Sala bly/hyttan Ackumulerat Ytvatten (1, 3, 4) Ackumulerat Ytvatten (2, 3, 4) Gruvvatten Area m Ca ton/år 6,5 15,6 1,8 0,12 8,4 17,5 9,3 Fe kg/år 0,4 149,6 569,9 7, ,65 K kg/år , ,1 Mg kg/år 1629,2 3,9 0,32 0, ,2 4642,8 Na kg/år 84,0 0,5 0,07 0,003 84,1 0,55 607,4 S kg/år 3465,8 4,0 0,020 0, , Si kg/år 167,4 1,9 0,6 0, ,5 289,8 Al kg/år 0,176 9, , ,30 As kg/år 0,049 0,36 0,43 0,07 0,55 0,86 0,043 Ba kg/år 7,1 15,0 22,2 1,6 30,9 38,8 2,0 Cd kg/år 4,6 0,71 0,4 0,08 5,0 1,2 0,9 Co kg/år 0,015 0,08 0,30 0,007 0,32 0,39 0,008 Cr kg/år 0,002 0,09 0,36 0,02 0,38 0,47 0,0014 Cu kg/år 0,190 0,42 2,5 0,35 3,1 3,3 0,11 Hg kg/år 0,002 0,0062 0,015 0,02 0,039 0,043 0,0003 Mn kg/år 0, ,6 0,55 19,4 68,3 0,03 Mo kg/år 0,360 0,0139 0,0256 0,0063 0,39 0,046 0,46 Ni kg/år 0,047 0,28 1,01 0,019 1,08 1,31 0,09 P kg/år 0,256 53,6 32,2 0,20 32,6 86,0 0,35 Pb kg/år 7,5 53,2 89,6 11,5 108,6 154,3 1,1 Sb kg/år 2,192 7,5 0,69 0,41 3,3 8,6 2,6 Sr kg/år 2, ,4 0,07 3,8 94,6 8,2 Zn kg/år 346,6 0,37 98,4 9,5 454,5 108,3 245,3 * beräknad area för hela Stenhavetområdet är använt i beräkningen Jämfört med transporten av element i gruvvattnet är generellt årstransporten som beräknats utifrån ytvattenproverna avsevärt mycket högre. Undantagen är kadmium, molybden, antimon och zink där årtstransporterna stämmer väl överens. Masstransporten av svavel är även den relativt likartad (ca 5 gånger högre transport i gruvvattnet). Av metallerna kan kadmium och zink bedömas som rörliga element som inte gärna fastläggs även vid högre ph, molybden och antimon bildar löst i vatten oxyanjoner liksom svavel. Även för huvudelementen kalium, kalcium och magnesium blir den årliga transporterade mängden från ytvatten rimlig i jämförelse med vad som pumpas ut med gruvvatten. Även dessa element är att anse som relativt lättlösliga. Oxyanjoner adsorberar sämre till mineralytor vid de höga ph-värden som uppmätts i Sala Silvergruvas vatten (eftersom mineralytorna blir negativt laddade). Det kan antas att merparten av de större partiklar som följt med ytvattenproverna fastläggs innan ytvattnet infiltrerar ned i gruvan. Även i gruvans vattenmättade delar bör partiklar kunna fastläggas genom sedimentation. 122 (442)

123 10.5 Sammanfattning av masstransporten av element inom Sala Silvergruva En sammanfattning av påslagen till Griesbachs kanal och Pråmån redovisas i Tabell 28. Ett kryss markerar att det största tillskottet sker i den punkten. Som ses i tabellen nedan sker det största tillskottet för flertalet av elementen mellan Griesbach 1 och 2. Sannolikt är ytfyllnaderna inom Sala bly en bidragande faktor till detta. Gruvvattnet står för det största påslaget av natrium, kisel och strontium. För kadmium och zink fås det största påslaget i punkten Pråmån 1. För kvicksilver sker ett kontinuerligt påslag längs Pråmån varav det största sker vid Kvarndammen. Massflödesberäkningarna redovisas som helhet i bilaga Tabell 28 Sammanfattning av påslag av respektive element till Griesbachs kanal och Pråmån. Ett kryss markerar att det största tillskottet sker i den punkten. Observera att beräkningen för Griesbach 1 är beräknad som masstransporten i Griesbach 1 Gruvvatten. Vad transporten uppströms Griesbach 1 är finns ingen uppgift om varför en eventuell haltökning i Griesbach 1 är teoretisk jämfört med de övriga punkterna. G ruvvatten G ries bach G ries bach G ries bach Inlopp P råmån P råmån 1 P råmån 3 P råmån 5 P råmån 8 K varndammen Ca mg/s X Fe mg/s X K mg/s X Mg mg/s X Na mg/s (X ) S mg/s X Si mg/s (X ) Al µg/s X As µg/s X Ba µg/s X Cd µg/s X Co µg/s X Cr µg/s X Cu µg/s X Hg µg/s X Mn µg/s X Mo µg/s X Ni µg/s X P µg/s X Pb µg/s X Sr µg/s (X ) Zn µg/s X Sb µg/s X Tillskott beräknat som skillnad mellan aktuell punkt och punkten närmast före med avseende på massflöde Slutsatserna från massbalansjämförelserna är att; Pråmån 10 Bidraget från gruvvatten är sannolikt inte (på årsbasis) den dominerande källan till metalltransporter i Griesbachs kanal eller Pråmån. Gruvvattnet ger dock ett tydligt lokalt påslag till Griesbachs kanal. Större påslag för flera element (till exempel svavel, koppar, kadmium, bly, zink och antimon) kan noteras mellan Griesbach 1 och 2. Sannolikt är utfyllnaderna inom gruvområdet och Sala Bly en bidragande faktor. Sammantaget bedöms spridningen från Sala silvergruva generellt vara ett lokalt problem i Griesbachs kanal och Pråmån. Påslag av relativt stora mängder för flertalet element kan ses främst i anslutning till Sala bly och inloppet till Pråmån (till exempel Tabell 28). För kadmium, kvicksilver och zink bedöms spridningen vara av större dignitet än bara ett lokalt problem för Griesbachs kanal och Pråmån. För dessa tre element indikerar massflödesberäkningar att Pråmån står för nästan all transport som sker ut från Ekeby damm. Kadmium och zink är två mobila element som sannolikt kan spridas från gruvavfallet i större utsträckning jämfört med andra metaller. För kvicksilver sker sannolikt en mobilisering från sedimenten i Pråmån då ett tillskott kan noteras i princip längs hela ån. 123 (442)

124 Den mängd gruvvatten som pumpas per år motsvarar relativt väl den nederbörd som faller över Sala Silvergruvas område om ingen hänsyn tas till avdunstning, upptag av biota etc. Den lösta transporten, framräknad med hjälp av skaktesterna, är endast en bråkdel av den masstransport, i form av totalhalt, som kommer från gruvvatten eller kan transporteras som ytvatten (baserat på ytvattenhalter och områdets area). Årstransporten för ytvatten (beräknat från nederbörd och halt i ytvatten på området) är generellt avsevärt mycket större än transporten i gruvvattnet. För elementen kadmium, molybden, antimon och zink stämmer dessa dock väl överens. Troligen hinner element som till största delen är i partikelform fastläggas innan de infiltrerar till gruvan eller sedimentera i gruvans vattenmättade delar. 11 Fördjupad riskbedömning för Sala Silvergruva samt Pråmån 11.1 Metod Den fördjupade riskbedömningen för Sala Silvergruva samt Pråmån har genomförts enligt den modell som sammanfattas i Figur 63. Modellen följer den struktur för fördjupad riskbedömning som föreskrivs i Naturvårdsverket senaste kvalitetsmanual för efterbehandling av förorenade områden (Naturvårdsverket, 2006). Generellt kan sägas om modellen att den diskuterar hur källan till problemet beter sig. Vidare vilka element som kan utgöra problem och risker och vilka processer som styr och reglerar spridningen av dessa. Spridningen av föroreningar undersöks, exempelvis till vilka medier spridning sker i idag och i framtiden. Slutligen utreds vilka skyddsobjekt som finns och som är aktuella ur miljö- och hälsorisksynpunkt samt från en generell betraktelse. I varje steg identifieras också vilka naturliga barriärer som finns och som förhindrar spridningen och transporten samt exponeringen av föroreningarna. Barriärerna kan vara både av fysisk och av kemisk karaktär. Informationen sammanställs sedan till en slutlig riskbedömning för det aktuella området. Det område som ingått i undersökningarna är relativt stort och exponeringen för föroreningarna bedöms variera, exempelvis kan människor lättare exponeras för kontaminerad ytjord och möjligen även aftersand jämfört med varp, slaggvarp och sediment. För att göra riskbedömningen greppbar har undersökningsområdet delats in i sex delområden enligt Figur 62, upplag med varp, upplag med slaggvarp, afterskansen, Sala bly + de centrala delarna av gruvområdet, hyttområdet samt Pråmån + dess kanter (sediment, vatten och gruvavfall + muddermassor i kanterna). Indelningen baseras på källtermens karaktär, geografiskt läge och exponeringssituation. 124 (442)

125 Figur 62 Delområdesindelning för Sala silvergruva och Pråmån. Som ett verktyg för riskbedömningen används även kvantifieringar av massflödena för de aktuella föroreningselementen ( massbalans ). Genom informationen om den transport som sker mellan olika medier, exempelvis transport från källtermerna till Pråmån, så kan bland annat riskbedömningen vad gäller spridningen avsevärt förbättras jämfört med att endast ta hänsyn till ett haltresonemang. 125 (442)

126 Figur 63 Redovisning av generell modell för fördjupad riskbedömning (Länsstyrelsen i Kalmar län, 2004) Föroreningskällor Källtermer Undersökningarna vid Sala silvergruva och Pråmån har omfattat flera olika typer av källtermer. Som tidigare nämnts har indelning i sex delområden gjorts i riskbedömningen. Källtermerna för varje delområde beskrivs i följande avsnitt. Upplag med varp Upplag med varp förekommer inom ett relativt stort sammanhängande område. Tre principiella huvudområden av varp har identifierats (kapitel 8.4). Generellt består varpen i huvudsak av karbonatmineral. De spårelement som anses vara förhöjda i varpen är antimon, arsenik, kadmium, kvicksilver, bly och zink. Medelvärdena för huvudområden ligger på mg/kg för antimon, mg/kg för arsenik, mg/kg för kadmium, 8-30 mg/kg för kvicksilver, mg/kg för bly och mg/kg för zink. Spårelementen, undantaget framförallt bly och antimon, bedöms främst föreligga som sulfider i varpen. Varpen bedöms inte vara potentiellt syrabildande, enligt syra-basräkningarna. Volymen varp (undantaget den varp som finns inom centrala delarna och hyttan) uppskattas till m 3 motsvarande en mängd av 1,1-1,2 Mton. Upplag med slaggvarp Slaggvarp förekommer i ett upplag nordost om hyttan samt i ett upplag på afterskansen. Slaggvarpen är en restprodukt från processerna som skedde i hyttan. De spårelement som anses vara förhöjda i slaggvarpen är antimon, arsenik, barium, kadmium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver, molybden, nickel, bly, tenn, vanadin och zink. Halterna i slaggvarpen 126 (442)

127 uppgår till cirka 20 mg/kg för antimon, 200 mg/kg arsenik, 3500 mg/kg barium, 15 mg/kg kadmium, 40 mg/kg kobolt, 3500 mg/kg koppar, 430 mg/kg krom, 1,5 mg/kg kvicksilver, 35 mg/kg molybden, 260 mg/kg nickel, mg/kg bly, 60 mg/kg tenn, 40 mg/kg vanadin och mg/kg zink. Flertalet spårelement föreligger till största del som sulfider. Slaggvarpen bedöms som svagt syraproducerande, enligt syra-basräkningarna, och ph uppskattas vara långtidsstabilt på cirka 6. Volymen slaggvarp uppskattas till cirka m 3 motsvarande en mängd på cirka ton. Afterskansen Aftersand finns upplagrat i områdets nordöstra del. Aftersanden är till sin karaktär relativt finkornig och grå/gråvit i färgen. Aftersanden har täckts med jord och växtlighet har etablerats på upplaget. De element som anses förhöjda i aftersanden är antimon, arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver, bly och zink. Medelhalterna av elementen uppgår till 6-7 mg/kg antimon, mg/kg arsenik, mg/kg kadmium, 100 mg/kg koppar, 2-7 mg/kg kvicksilver, mg/kg bly och mg/kg zink. Aftersanden bedöms inte vara potentiellt syrabildande, enligt syra-basräkningarna. Spårelement som antimon, kadmium, bly och zink föreligger framförallt adsorberat i aftersanden. Arsenik föreligger nästan uteslutande bundet till kristallina järnoxider. Volymen aftersand i afterskansen uppskattas till cirka m 3 motsvarande en mängd av cirka ton. Sala bly + de centrala delarna av gruvområdet Marken inom Sala bly och det som benämns som de centrala delarna av gruvområdet utgörs främst av heterogena utfyllnadsmassor. Till stor del består utfyllnaden av varp men inslag av aftersand har också noterats i mindre omfattning. Området är även utfyllt med grus, morän, organiskt material och matjord. I den trädgård som finns inom området noterades förutom moränfyll även kolrester i marken. Ingen varp, aftersand eller slaggvarp påträffades i trädgården. Till centrala området räknas även den lekplats med miniatyrgruva och tillhörande verksamheter som finns belägen väster om Knektsschaktet. Lekplatsen är utfylld med varp som täckts med grus. Halterna av arsenik uppgår till 1-50 mg/kg, barium mg/kg, kadmium 0,6-3 mg/kg, koppar mg/kg, kvicksilver 0,1-9 mg/kg, bly mg/kg, vanadin 5-75 mg/kg och zink mg/kg. Generellt förekommer de lägsta halterna av metaller inom detta område i provet på ytjord från lekplatsen. Massorna inom detta område bedöms inte vara potentiellt syrabildande, enligt syra-basräkningarna. Mängden varp uppskattas till m 3 motsvarande en mängd av ton. Fyllningens volym (varp exkluderat) uppskattas till m 3 motsvarande en mängd av cirka ton. Hyttområdet Hyttområdet är i likhet med Sala bly + de centrala delarna utfyllt med varp. I marken förekommer även aftersand, slagg, tegel och kolrester. Avfallen är inom de största delarna av området täckta med grus och fyllnadsjord. Halterna av antimon uppgår till 1-17 mg/kg, arsenik mg/kg, barium mg/kg, kadmium mg/kg, koppar mg/kg, krom mg/kg, kvicksilver 0,3-90 mg/kg, nickel mg/kg, bly mg/kg, vanadin 7-90 mg/kg och zink mg/kg. Massorna inom detta område bedöms inte vara potentiellt syrabildande, enligt syra-basräkningarna. Ytjorden i hyttområdet uppvisar en betydande andel lättillgängligt bly, zink och kadmium. Mängden varp uppskattas till m 3 motsvarande en mängd av ton. Mängden aftersand vid hyttan uppskattas till cirka 5000 m 3 motsvarande cirka (442)

128 ton. Fyllningens (exkluderat varp) volym uppskattas till m 3 motsvarande ton. Pråmån + dess kanter (gruvavfall + muddermassor) Sedimenten i Pråmån är generellt bruna- brunsvarta och i ytan relativt lösa. Innehållet av organiskt material är betydande. Sedimenten bedöms vara förorenade längs hela Pråmåns sträckning, dvs. från gruvområdet ner till Ekeby damm. Medelhalten av kvicksilver varierar mellan 20 och 180 mg/kg, kadmium mg/kg, bly mg/kg och zink mg/kg. Även koppar förekommer även i något förhöjda halter, som mest cirka 120 mg/kg. Antimonhalter på 1-5 mg/kg har analyserats i sedimenten. Tidigare utredningar (Sweco Viak, 2003b) har även påvisat silver i sedimenten, mg/kg. I sedimenten föreligger spårelementen generellt i sulfidform. Undantaget gäller bly som enligt det sekventiella lakförsöket främst föreligger adsorberat. Resultaten kan tolkas som att föroreningen utgörs av slig som tappats/spillts från transporterna på ån. Det prov som lakades bedöms dock inte vara representativt för Pråmån som helhet. Troligen härrör föroreningarna i Pråmån främst istället från spridning av metaller från gruvområdet samt upplagrade muddermassor längs åns kanter. I delområdet för Pråmån har det även valts att inkludera det gruvavfall och muddermassor som finns i Pråmåns kanter. Materialet i kanterna bedöms kunna påverka sediment och vatten i Pråmån genom att materialet exempelvis kan skreda ut i ån eller att föroreningar kan transporteras ut ur materialet som en följd av vattenståndsvariationer. Gruvavfallet och muddermassorna uppvisar höga halter av metaller och skulle i sig även kunna utgöra en risk för människor och miljö. Vid borrningar i Pråmåns kanter har bland annat slagg och aftersand konstaterats i närheten av gruvområdet. Nära gruvområdet har halter av arsenik på 250 till 320 mg/kg noterats, barium 800 till 1900 mg/kg, kadmium 4 till 60 mg/kg, koppar 880 mg/kg, kvicksilver 3,5 till 35 mg/kg, bly 760 till mg/kg, antimon 1,5 och 60 mg/kg, tenn 180 mg/kg, zink 750 och 6100 mg/kg. De högsta halterna är generellt kopplade till kanter där slaggvarp återfinns. Sannolikt beroende på ett visst läckage från slaggvarpen men i huvudsak på grund av utfyllnadsmassorna i sig. Massorna i Pråmåns kanter bedöms inte vara potentiellt syrabildande, enligt syra-basräkningarna. Tidigare utredningar (Sweco Viak, 2003a) har konstaterat att också muddermassor från Pråmån finns upplagrat längs kanterna. Muddermassorna uppvisar höga halter av framförallt arsenik, zink, bly, kadmium och kvicksilver. Blyhalten uppgår som mest till mg/kg, kadmium 170 mg/kg, kvicksilver 360 mg/kg, arsenik 100 mg/kg och zink mg/kg. En uppskattning av volymen förorenade sedimenten i Pråmån ger i storleksordningen m 3. Med en antagen densitet på 1050 kg/ m 3 erhålls mängder på ton. I Sweco Viak (2003b) uppskattas mängden förorenade massor (troligen främst muddermassor) längs Pråmån till m Sammanfattning av upplagrade volymer och mängder De upplagrade mängderna av respektive avfallstyp sammanfattas i Tabell 29. Observera att för Sala bly + centrala är mängderna av enskilda element i varp betydligt större då utfylld varp inte finns med i den beräkningen. I uppskattningen av total volym och mängd har dock utfylld varp räknats med. Ingen beräkning för enskilda element har utförts för varp i hyttan på grund av avsaknad av prover. 128 (442)

129 Tabell 29 Sammanfattning av upplagrade mängder och volymer i respektive avfallstyp. Observera att för Sala bly + centrala är mängderna av enskilda element i varp betydligt större då utfylld varp inte finns med i den beräkningen. I uppskattningen av total volym och mängd har dock utfylld varp räknats med. Ingen beräkning för enskilda element har utförts för varp i hyttan på grund av avsaknad av prover. Varp S laggvarp Afterskansen Varp S ala bly + centrala F yll S ala bly + centrala Volym m Vikt ton SiO 2 ton Al 2 O 3 ton CaO ton Fe 2 O 3 ton K2O ton MgO ton MnO ton Na 2 O ton P 2 O 5 ton TiO2 ton Summa ton As kg Ba kg Be kg Cd kg Co kg Cr kg Cu kg Hg kg La kg Mo kg Nb kg Ni kg Pb kg S kg Sb kg Sc kg Sn kg Sr kg V kg W kg Y kg Zn kg Zr kg (442)

130 Tabell 28 forts. Hyttan varp Hyttan aftersand Hyttan fyll P råmåns sediment Volym m Vikt ton SiO 2 ton Al 2 O 3 ton CaO ton Fe 2 O 3 ton K2O ton MgO ton MnO ton Na 2 O ton P 2 O 5 ton TiO2 ton Summa ton As kg Ba kg Be kg Cd kg Co kg Cr kg Cu kg Hg kg La kg Mo kg Nb kg Ni kg Pb kg S kg Sb kg Sc kg Sn kg Sr kg V kg W kg Y kg Zn kg Zr kg Av tabellerna ovan framgår att varp är det avfallsslag som förekommer i störst utsträckning. Detta illustreras även i Figur 64 där mängderna av olika avfallsslag inom ett antal delområden redovisas för bly och zink. För förklaring till delområdena hänvisas till kapitel (442)

131 Figur 64 Mängder av olika avfallsslag inom ett antal delområden för bly och zink. För förklaring till delområdena hänvisas till avsnitt Föroreningar och deras farlighet Undersökningarna av avfallen på land och i vatten vid Sala silvergruva och Pråmån har visat att föroreningsbilden främst utgörs av antimon, arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver, bly och zink. Farligheten för arsenik, bly, kvicksilver och kadmium anges vara mycket hög enligt Naturvårdsverket (1999c). För koppar anges farligheten vara hög medan motsvarande för zink anges till låg. För antimon finns ingen farlighet angiven. I slaggvarpen, där elementen anrikats som en följd av processerna i hyttan, uppvisar ytterliggare element förhöjda halter. Detta gäller barium, kobolt, krom, molybden, tenn och vanadin. Farligheten anges vara hög för kobolt, krom, nickel och vanadin. För barium och tenn finns ingen farlighet angiven. I Pråmåns sediment kan även silver noteras. Ingen farlighet finns angiven för silver. Med ledning av TDI-värdet kan det sägas att barium är mer toxisk för människan jämfört med exempelvis koppar och zink men inte på samma nivå som arsenik och kadmium. Tenn har ett TDI-värde på samma nivå som koppar medan silver har ett TDI-värde 131 (442)

132 på samma nivå som för nickel. Farligheten för tenn och silver bör således ligga i nivå med koppar respektive nickel. Då föroreningsbilden varierar mellan de olika delområdena omfattar riskbedömningen olika element för olika delområden. Omfattning för respektive delområde framgår av Tabell 30. Tabell 30 Ingående element i riskbedömningen för respektive delområde. Element Upplag med varp Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet Pråmån + dess kanter Ag X Sb X X X X X As X X X X X X Ba X X X X Cd X X X X X X Co X Cu X X X X X Cr X X Hg X X X X X X Mo X Ni X X Pb X X X X X X Sn X X V X X X Zn X X X X X X Silver Silver är ett naturligt förekommande element. I jordskorpan återfinns silver vanligen i bland annat sulfidform. För människor utgörs exponeringsriskerna främst av intag via mat eller dricksvatten och inandning av luft innehållande silver. Den enda kliniskt kända effekten av kronisk silverexponering på människor är argyria. Argyria innebär att hud och vävnader missfärgas och blir blå-gråa. Inandning av höga halter kan resultera i andningsproblem och magsmärtor. US EPA har klassificerat silver som ickecancerogent. Antimon Antimon är ett naturligt förekommande element, vilket återfinns under arsenik i det periodiska systemet. Antimon har flera kemiska likheter med arsenik, bland annat förekommer båda elementen i trevärda och femvärda former samt har en löslighet i vatten som generellt ökar med ökande ph. Precis som för arsenik anses den trevärda formen vara mer toxisk för människan jämfört med den femvärda. Antimon kan även, i likhet med kvicksilver, metyleras. I naturliga vatten förekommer antimon främst i femvärd form. Människor kan exponeras för antimon genom bland annat intag via munnen, inandning och via hudkontakt. Elementet kan ge ett flertal effekter på människor, hjärt- och lungproblem, magont, diarré och kräkningar. Även levern är ett organ som kan påverkas av antimon, främst vid inta under lång tid. Det är inte klarlagt huruvida antimon kan orsaka cancer. I avfallen förekommer antimon adsorberat och i sedimenten främst i sulfidform. Arsenik Arsenik är ett 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. 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 132 (442)

133 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 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. 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)). I aftersand, sediment och ytjord i hyttområdet förekommer arsenik främst bundet till kristallina järnoxider. I varp och slaggvarp främst i sulfidform. Barium Barium är ett element som finns naturligt i jordskorpan, både i magmatiska och sedimentära bergarter. Barium har samma laddning och i stort sett samma storlek som elementen kalcium och strontium och kan lätt substitueras. Barium förekommer inte fritt i naturen utan sitter i bl.a. olika föreningar tillsammans med sulfat (baryt) och karbonat (witherit). Bariums löslighet ökar med sjunkande ph. Barium anses inte vara ett essentiellt näringsämne och anses inte heller orsaka cancer. Höga koncentrationer kan dock ge konvulsioner och spasmer och även orsaka död. Kadmium Kadmium är ett naturligt element i jordskorpan och återfinns ofta i olika mineral tillsammans med andra element som syre (kadmiumoxid) eller svavel (kadmiumsulfid, kadmiumsulfat). Kadmium är relativt mobilt i jord i jämförelse med t.ex. bly, koppar och krom. Kadmium kan bilda komplex med organiskt material och kan även bindas in till bland annat järn- och manganoxider. Kadmium är relativt lättlösligt vid låga ph-värden i en syresatt miljö. Levande organismer har en förmåga att ta upp och binda kadmium i sig, p.g.a. liknande storlek och laddning som kalcium. Kadmium stannar kvar i kroppen under lång tid och kan påverka skelettet och njurarna. Inandning av kadmium kan allvarligt skada lungorna och orsaka dödsfall. Intag av höga halter kadmium kan irritera magen och leda till kräkningar och diarréer. Långtidsexponering av kadmium leder till en haltuppbyggnad i njurarna som kan orsaka skador på dessa. Andra långtidseffekter är skelettpåverkan (skört skelett). Man misstänker att vissa kadmiumföreningar kan vara cancerframkallande. Elementet är även toxiskt för djur, bland annat olika fiskarter. I avfallen förekommer kadmium främst bundet till sulfider. Undantaget aftersanden där kadmium nästan uteslutande föreligger som adsorberad. Kobolt Kobolt är ett naturligt element som förekommer i berg, mark, vatten, djur och växter. Kobolt är ett essentiellt näringsämne för djur, som förekommer bland annat i vitamin B 12. Generellt liknar kobolts markkemi nickels och zink. Elementet löser sig lätt vid låga ph-värden men binds starkt vid högre ph-värden. I vatten bildar elementet komplex med bland annat karbonat och löst organiskt material. I marken adsorberar kobolt bland annat till manganoxider. 133 (442)

134 Kobolts giftighet är något lägre än andra metaller. Exponering av höga nivåer av kobolt kan påverka lungor (astma, väsning) och hjärta. Lever och njurskador har konstaterats hos djur. Kobolt anses vara cancerogent. Intag av för mycket kobolt kan även orsaka kräkningar. Elementet har visat sig kunna påverka reproduktionen hos hinnkräftor. Koppar Koppar är en metall som förekommer naturligt i berg, mark, vatten och luft. Koppar binds i mark och vatten till framförallt organiskt material, vilket påverkar elementets markkemi stort. Elementet kan även binda in starkt till oxider av järn, mangan och aluminium. Transporten av koppar i vatten sker till stor del som lösta humuskomplex. Koppar är ett essentiellt näringsämne för både människor och djur, men kan orsaka skador vid högre koncentrationer och mängder. Bland annat kan skador uppkomma på lever och immunförsvaret. Intag av vatten med för höga halter kan orsaka kräkningar, diarré, magkramper och illamående. Koppars toxicitet mot sötvattenlevande organismer varierar stort mellan olika arter. I avfallen förekommer koppar främst bundet till sulfider. I aftersanden är dock andelen sulfidbundet ungefär lika stor som andelen adsorberat och bundet till kristallina järnoxider. Krom Elementärt krom (Cr) förekommer inte naturligt i naturen. Krom förekommer främst i form av mineralet kromit (FeOCr 2 O 3 ) i naturen. I naturen är ursprunget till trevärt krom (Cr(III)) just vittringen av detta mineral. Den trevärda formen adsorberas av organiskt material eller komplexbinds till detta material och blir svårlösligt vilket gör att kromet kan transporteras kolloidalt och förr eller senare sedimenterar. Sexvärt krom i lösning förekommer företrädesvis alltid i naturen bundet till syre, exempelvis i form av hydrokromat (HCrO 4 - ). Trevärt krom är ett essentiellt näringsämne för människor. Det är relativt okänt om krom är ett essentiellt näringsämne även för växter men alla växter innehåller krom i detekterbara mängder. Trevärt krom absorberas dåligt i kroppen oavsett exponeringsväg till skillnad från sexvärt krom som absorberas lättare. I människor och djur koncentreras krom bl.a. i lungor, lever, njurar, mjälte, blod och i benmärg. Studier på försöksdjur har visat att sexvärda kromföreningar, speciellt de med låg löslighet, kan orsaka lungcancer. Intag av sexvärt krom kan medföra konvulsioner och skador på lever och njurar och t.o.m. död. Höga kromhalter kan orsaka skador på fisk och gör dem mer infektionskänsliga. Generellt sett så påverkas invertebrater d.v.s. maskar och insekter mer än vertebrater som fiskar. De flesta mikroorganismer har en förmåga att absorbera krom. I jord kan t.ex. nitrifikationen påverkas. När det gäller växter så tas krom upp genom rötter eller genom bladens ytor. För höga halter av krom påverkar växter och ger upphov till effekter som liknar brist på järn. Kvicksilver Kvicksilver (speciellt metylkvicksilver) ger skador på centrala nervsystemet, vilket kan ge en hel rad olika symptom. Även njurarna och levern kan skadas. Vid hudkontakt kan kvicksilverföreningar ge upphov till allergiska reaktioner. Metylkvicksilver och metalliska kvicksilverångor är farligare än andra former eftersom mer kvicksilver kan nå hjärnan via denna exponeringsväg. Kvicksilverförgiftning kan ge upphov till humörsvängningar, skakningar, problem med synen, hörseln och minnesproblem. Andra effekter, främst från inandning av kvicksilverångor, kan vara lungskador, illamående, kräkningar, ökat blodtryck, problem med hjärtrytmen, utslag och ögonirritation. Små barn är mer känsliga än vuxna. 134 (442)

135 Speciellt problematiskt är metylkvicksilver eftersom det tas upp ggr snabbare än t.ex. Hg(II) och även utsöndras långsammare. Metylkvicksilver är också fettlösligt, vilket bl.a. leder till bioackumulation i t.ex. fisk. I avfallen förekommer kvicksilver nästan uteslutande i sulfidform. 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. Kronisk exponering av molybden kan bland annat resultera i hämmad tillväxt, blodbrist, lever- och njurskador och sterilitet. Nickel Nickel är ett element som förekommer rikligt i naturen. Nickel bildar föreningar med andra element som t.ex. klor, svavel och syre. Nickel komplexbinds i marken till organsikt material men kan även adsorbera till järn- och manganoxider. I vatten förekommer elementet främst i jonform (Ni 2+ ) eller komplexbundet till löst organiskt material. Avseende nickel är nickelallergi det största problemet för människor. Blodet och njurarna kan också skadas vid exponering. Vid höga koncentrationer är nickel toxiskt mot djur. Intagande av för höga doser nickel har orsakat lungskador, påverka magen, blodet, levern, njurarna och immunsystemet på hundar och möss. Bly Bly är en gråaktig metall som förekommer naturligt i mindre mängder i jordskorpan och är partikelbundet och svårrörligt vid normala förhållanden i mark och vatten. Bly förekommer i naturliga vatten och i drickvatten. Hur mycket bly som förekommer löst beror bl.a. på ph, temperatur, hårdhet där mjukt och surt vatten har de högsta halterna. Elementet lagras i skelettet och påverkar kalciummetabolismen samt stör vitamin D- metabolismen. 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. I avfallen (undantaget varp) förekommer bly främst i adsorberad form. Tenn Tenn är en blåaktig, vit metall. Det viktigaste tennmineralet i jordskorpan är kassiterit, SnO 2. I naturen kan tenn även förekomma i organisk form. Metalliskt tenn anses inte speciellt toxisk eftersom upptaget i människa är litet. Intag av stora mängder tenn har visat på magont samt problem med njure och lever. Inandning av oorganiskt tenn i damm har visat kunna ge upphov till godartad dammlunga De organiska formerna av tenn anses vara klart mer toxiska. Det finns inga bevis för att tenn skulle kunna ge upphov till cancer hos människor. Vanadin Rent vanadin är ett skinande vitt ämne som är mjukt och smidigt. Vanadin har påträffats i mer än 65 olika mineral av vilka carnotit (K 2 (UO 2 ) 2 (VO 4 ) 2 *3H 2 O), vanadinit (Pb[Cl (VO4) 3 ]) och patronit (VS 4 ) är de viktigaste. Ämnet hittas i en del järnmalmer och förekommer också i komplexa organiska föreningar i råolja. 135 (442)

136 Vanadin har inte kunnat påvisas vara ett essentiellt näringsämne för människor. Den kritiska effekten för vanadinoxid är luftvägsirritation och en yrkesmässig exponering för vanadin kan verka irriterande på luftvägarna och bland annat ge lungblödning. Zink Zink är ett av de vanligaste förekommande elementen i jordskorpan och förekommer i alla medier. Elementet är relativt lättrörligt i mark och vatten. Zink är en metall och ett essentiellt spårämne, som i stort sett finns i all mat och allt vatten, i form av salter och organiska komplex. Människokroppen kräver en viss mängd zink för att kunna fungera. Det huvudsakliga intaget av zink sker genom intag av mat. Negativa effekter kan förekomma vid intag mellan mg/kg, dag och kan då orsaka magkramper, illamående och kräkningar. Inandning av stora mängder zink kan orsaka metallångfeber. Långtidseffekterna är okända. I varp, slagg och sediment förekommer zink främst bundet till sulfider. I aftersanden och ytjorden inom hyttområdet dominerar dock den adsorberade fasen Sammanfattning av indata till riskbedömningen föroreningarnas farlighet En sammanfattning av de indata som används till den fördjupade riskbedömningen redovisas i Tabell 31. Förklaring samt referenser till värdena återfinns under respektive exponeringsvägs avsnitt i beräkningen av platsspecifika referenskoncentrationer. Tabell 31 Sammanfattning av indata till riskbedömningen. För förklaring och referenser hänvisas till respektive exponeringsvägs avsnitt i beräkningen av platsspecifika referenskoncentrationer. Element TDI [mg/kg, dag] Riktvärde ekotoxiska Riktvärde ekotoxiska Riktvärde ekotoxiska effekter i mark [mg/kg] effekter i sediment [mg/kg] effekter i ytvatten [ug/l] As 0, As ej canc 6,70E-06 Pb 0, Cd 0, ,5 1,1-3,9 Co 0, Cu 0, Cr Hg 0, ,5 0,1 Ni 0, V 0, Zn Mo 0, Ba 0, Ag 0,005 5,5 0,1 Sb 0, Sn 0, Läckage från källan Vittring/oxidation är den centrala processen när det gäller sulfidinnehållande gruvavfall, som i fallet Sala silvergruva. Genom att sulfiderna vittrar frigörs metaller till omgivningen och vissa sulfidmineral producerar även syra vid vittring. I Sala är dock innehållet av sulfider något annorlunda jämfört med de sulfidmalmsgruvor som är vanliga inom exempelvis Bergslagen och Skelleftefältet. Innehållet av den i normala fall vanligaste sulfiden associerad till sulfidmalmsgruvor, pyrit, är lågt samtidigt som buffringsförmågan i omgivande bergarter är hög på grund av den rika förekomsten av karbonater vilket i Sverige inte är så vanligt förekommande. Vittring av sulfiderna sker således i avfallen inom Sala Silvergruvas område, främst i varp och slaggvarp men syraproduktionen är minimal. Detta beror på att de dominerande sulfiderna (exempelvis blyglans och zinkblände) inte är syraproducerande och att den syra som produceras av andra förekommande syraproducerande sulfider ex vis 136 (442)

137 arsenikkis effektivt buffras av naturligt förekommande mineral med god buffringsförmåga (främst då karbonater). Eftersom i princip ingen syra produceras sker ingen upplösning av varpen och slaggvarpen och därmed begränsas vittringen till ytor som är exponerade för luftens syre. Att neutraliseringsförmågan är mycket god i avfallen vid Sala silvergruva visas av syra-basräkningarna. Det höga ph-värdet i området innebär att fastläggning av frigjorda metaller till järnhydroxider och primära mineralytor är omfattande (speciellt för katjoner) och därmed begränsas spridningen. Vittringen kan även begränsas av att sulfider innehållande järn täcks med sekundära järnoxider eftersom lösligheten för järn vid de höga ph-värden som man har i Sala är mycket låg. Detta resonemang stöds även av skakförsöken som visar på mycket låga utlakbara (lösta) halter från avfallen. Sekundärt fastlagda element skulle kunna frigöras till omgivningen på nytt genom desorption. Ursköljningseffekter av sekundära vitringsprodukter kan exempelvis fås på grund av en fluktuerande grundvattenyta. Urtvättning av adsorberat material kan även ske i samband med snösmältningen och vid regn. Detta bedöms dock inte ske vid Sala silvergruva i någon större omfattning, på grund av den stabila adsorptionen till järnoxider vid föreliggande ph. Inte heller surstötar med ökat metalläckage bedöms ske i någon större omfattning på grund av att de mest frekvent förekommande sulfiderna i Sala inte är syraproducerande samt att eventuellt uppkommen syra snabbt buffras av karbonaterna. I aftersanden visar sekventiella lakningen på att element som bly, kadmium och zink till betydande andel föreligger adsorberat. Mindre delar föreligger i sulfidform. Då det inte bedöms sannolikt att alla sulfider i aftersanden skulle ha oxiderats är den troliga förklaringen att aftersanden istället är lakad. Lakningen innebar sannolikt en upplösning av sulfider och därmed frigjordes tungmetaller och arsenik som sedan fastlades på nytt. Spridningen från aftersanden bedöms främst kunna ske genom desorption. För finkorniga avfall, såsom aftersand, vasksand och kontaminerad ytjord kan en spridning även ske via vind. Damning kan exempelvis uppkomma genom att större maskiner kör inne på industriområdet. Denna spridningsväg bedöms framförallt gälla hyttområdet och de centrala delarna av gruvområdet. Aftersandhögen är täckt med jord och växtlighet har etablerats, vilket minskar risken för vindspridning avsevärt (se även avsnittet om källbarriärer nedan). Figur 65 Foto över den täckta aftersandskansen samt hyttområdet vilket illustrerar skillnaden i damningspotential mellan de båda områdena. Den begränsade vegetationen inne på hyttområdet beror dels på trafik inom området men troligen även på ytjordens förhöjda innehåll av metaller. 137 (442)

138 Då kvicksilver även konstaterats i avfallen finns ytterliggare en typ av läckage. Kvicksilver kan naturligt avgå till luft och därmed spridas som ångor. Vittringen av sulfider i varp tillsammans med frisättning av de föroreningar som fastlagts sekundärt i de olika avfallen inom området samt vindspridning bedöms idag således vara de huvudsakliga processerna som står för läckaget. Detta bedöms även gälla i framtiden. För kvicksilver kan en spridning även ske genom avgång av ångor. Spridningen till och i ytvatten bedöms till största del ske i partikelbunden form. För sedimenten i Pråmån ser bilden något annorlunda ut jämfört med de landbaserade avfallen. I sedimenten förekommer föroreningar som sannolikt spridits (partikelbunden form) från gruvområdet och muddermassorna längs kanterna. I mindre utsträckning förekommer även material med höga metallhalter som troligen tappats/spillts från transporterna på ån. Det avfall som finns i ån är beläget under vatten och bedöms inte vittra i någon större utsträckning (jämför med att efterbehandling av sulfidrikt gruvavfall sker genom deponering under vatten). Från sedimenten bedöms istället läckaget främst ske genom resuspension av partiklar. Resuspension bedöms kunna ske främst i samband med högflödesperioder och genom extern påverkan, exempelvis omrörning i samband med mänsklig verksamhet i ån. Under normala förhållanden, utan mänsklig påverkan, bedöms läckaget från sedimenten vara litet. Vad gäller muddermassorna i Pråmåns kanter kan föroreningar spridas genom att material eroderar ut i ån. En framtida risk kan vara skred av muddermassor, vilket skulle kunna orsaka att större mängder av förorenade massor sprids till Pråmån. Stabiliteten i Pråmåns slänter har dock inte utretts inom ramen för föreliggande undersökning Källbarriärer Källbarriärer är namnet på processer som förhindrar och/eller hämmar läckaget från källan. Barriärerna kan vara rent fysiska, exempelvis ett tätskikt eller kemiska, exempelvis koncentrationsgradienter eller fastläggning till partiklar. För Sala silvergruva och Pråmån har ett antal källbarriärer identifierats: Fastläggning (adsorption) av föroreningar. Buffring. Täckskikt Pråmån. En källbarriär som nästan alltid påverkar läckaget från gruvavfall är fastläggning av föroreningar till partiklar. Flertalet av tungmetallerna har en god förmåga att fastläggas (adsorbera) till bland annat oxider och hydroxider av järn, mangan och aluminium och organiskt material. Dessa tre element styr i stor utsträckning föroreningselementens mobilitet i mark och vatten. Fastläggningen eller adsorptionen beror bland annat av ph och generellt adsorberar positiva joner (exempelvis Cd 2+, Co 2+, Cu + och Pb 2+ ) bättre till partikelytorna vid neutrala till alkaliska ph-värden. Negativa joner, som exempelvis AsO 4 3- adsorberar däremot bättre vid lägre ph-värden, arsenat kan dessutom ersätta sulfat i exempelvis schwertmannit varvid den binder inuti kristallstrukturen. Justeringar i ph kan därmed påverka fastläggningen och frigörelsen av föroreningar från avfallen. I Sala silvergruva är ph, som tidigare nämnts, relativt högt till högt som en följd av buffringen med karbonatmineral. Det höga ph-värdet gör att fastläggningen av frigjorda metaller fungerar väl och därmed begränsar spridningen av lösta joner. Eftersom ph-värdet i mark och vatten till stor del styr tungmetallernas mobilitet kan även buffring av syra fungera som en källbarriär. Buffring av syra innebär att kemiska reaktioner som motverkar och i mer eller mindre stor utsträckning neutraliserar den syra som produceras 138 (442)

139 kan ske. Eftersom de flesta tungmetalljonerna som förekommer vid Sala silvergruva är positivt laddade bidrar buffringen genom karbonater till en ökad fastläggning till partiklar. Den stora, naturliga, förekomsten av karbonater i Sala-området gör att buffringen i området utgör en väl fungerande naturlig källbarriär. En källbarriär som nämnts i föregående kapitel är det täckskikt som finns på afterskansen. Afterskansen täcktes 1996 med cirka en halvmeter jord (sand). Växtlighet har sedan etablerats på området. Täckningen av afterskansen fungerar som en källbarriär för vindspridning av aftersand. Vindspridningen från afterskansen bedöms idag vara minimal men före täckningen bedöms denna spridning ha varit betydande. Täckskiktet fungerar även som en barriär för direktexponering av aftersanden. Avfall inom hyttområdet och de centrala delarna har till viss del täckts med grus och fylljord. För underlagrande finkornigt avfall fungerar dessa täckningar som källbarriärer vad gäller vindspridning. Däremot kan själva fyllningen spridas med vinden. Förhöjda halter av metaller har noterats även i ytmaterialet i dessa områden och därmed bedöms risken för vindspridning finnas kvar. För det avfall som finns i sedimenten i Pråmån har framförallt en källbarriär identifierats, Pråmåns vatten. Pråmåns vatten fungerar som en naturlig barriär eftersom syre diffunderar betydligt långsammare i vatten, vilket därmed hämmar vittringen. Ur en ren vittringssynpunkt bedöms avfallen i Pråmån idag vara efterbehandlade. Dock finns spridningsrisken kvar, vilket diskuteras i kommande kapitel. De källbarriärer som tagits upp för avfallen på land och under vatten bedöms även gälla i framtiden Transportvägar Nutida och framtida transportvägar Spridningen av föroreningar från källtermerna på land bedöms företrädesvis ske via vatten. Transporten bedöms både kunna ske via ytvatten och via grundvatten. Recipient för både spridningen via ytvatten och grundvatten är Pråmån för de centrala delarna av gruvområdet. De sydöstra delarna dräneras mot Västeråsvägen. Spridningen via grundvatten sker genom att nederbörd infiltrerar avfallen och sedan bildar grundvatten. En fluktuerande grundvattenyta kan även bidra till att sekundärt fastlagda föroreningar frigörs till omgivningen (se till exempel Holmström et al., 1999 och Öhlander et al., 1999). Detta har inte undersökts vid Sala silvergruva men tidigare erfarenheter har visat att detta är en möjlig process. Spridningen av föroreningar i ytvatten bedöms främst ske i partikelbunden form. Detta eftersom buffringen i området är så pass omfattande, vilket gör att ph är högt och därmed fastläggningen av lösta joner till partiklar omfattande. Detta visas även av jämförelsen mellan filtrerat och ofiltrerat ytvattenprov (kapitel 8.8.2). För vattenburen transport finns ytterliggare en spridningsväg, nämligen uppumpningen av vatten från gruvan. Analyser av det vatten som pumpas från gruvan visar på förhöjda halter av bland annat kadmium och zink. Vattnet pumpas direkt ut i Griesbachs kanal och transporteras sedan vidare till Pråmån. Spridning via vind bedöms också som en trolig transportväg för föroreningarna. Detta gäller framförallt kontaminerad ytjord i finfraktion och aftersand som inte är täckt. Finkornigt förorenat material bedöms kunna spridas vid blåst, speciellt under varma och torra perioder. Även bilkörning inne på industriområdet bedöms kunna ge upphov till damning och vindspridning. 139 (442)

140 Eftersom kvicksilver förekommer i avfallen kan en spridning av även ske genom avgång av ångor. Ytterliggare en tänkbar spridningsväg är mänsklig aktivitet. Stora delar av Sala samhälle är uppbyggt av material som har sitt ursprung från gruvverksamheten. Att material från gruvområden används för exempelvis byggnation av vägar är inget ovanligt. Tvärtom är det relativt vanligt förekommande och inget konstigt eftersom avfallen ofta förekommer i en fraktion som fungerar utmärkt att använda vid olika byggnationer. Muddermassorna som ligger upplagrade längs Pråmåns kanter bedöms vara en källa för föroreningar till ån. Sannolikt sker en föroreningstransport till ån genom att material med höga metallhalter eroderas/tvättas ut från muddermassorna. Spridningen bedöms således främst ske partikelbundet. Sammanfattningsvis bedöms spridningsvägarna för avfallen på land i dagsläget vara: Via ytvatten Via grundvatten Uppumpning av gruvvatten Via damning/vind Via ångor Mänsklig aktivitet Erosion Dessa transportvägar bedöms gälla även i framtiden. Vissa förändringar är dock tänkbara. Framförallt gäller det uppumpningen av vatten från gruvan. Om pumpningen upphör är det möjligt att det vatten som pumpas idag kan spridas via andra vägar. Ett möjligt scenario är att ett ytligt läckage via dagöppningar, schakt och ortsystem uppkommer då grundvattenytan i gruvan så småningom återtar sin naturliga nivå. Dessa mynnar så småningom också i Griesbachs kanal och förs sedan vidare till Pråmån. Det bedöms som mindre troligt att en ökad spridning via grundvatten till berg skulle ske. Detta baseras på att själva pumpningen är relativt liten (i jämförelse med andra gruvor), vilket tyder på ett tätt berg. Dessutom användes tillmakning och senare även krut vid brytningen i Sala, vilket sannolikt innebär att sprickor i tunnlar som en följd av sprängning inte uppkommit i någon större utsträckning. Ett större spricksystem finns dock utbildat längs med mineraliseringen och denna är åtminstone delvis vattenförande. För muddermassorna i Pråmåns kanter kan ytterliggare en spridningsväg läggas till i framtiden, nämligen skred. Skred av större volymer muddermassor skulle kunna orsaka ett omfattande läckage av metaller till Pråmån. Då inga geotekniska undersökningar avseende stabiliteten i Pråmåns slänter utförts är det inte möjligt att bedöma hur stor risken är. Det är tänkbart att muddermassorna kan påverkas av klimatförändringar i framtiden. Till exempel vattenståndsförändringar som gör att massorna hamnar under vatten med ökad utlakning som följd. Då muddermassor återfinns centralt i Sala samhälle kan en framtida transportväg även vara kopplad till mänskliga aktiviteter, som till exempel byggnation. Ingrepp i muddermassorna kan ge en ökad risk för uterodering av föroreningar. Dessutom kan föroreningarna spridas om muddermassor flyttas från Pråmåns kanter till någon annan plats. Även det avfall som finns i Pråmåns sediment och de kontaminerade sedimenten bedöms kunna spridas. Spridningen bedöms främst ske via ytvattnet. För att föroreningarna som finns i sedimenten ska kunna spridas krävs dock att de på något sätt frigörs till vattenpelaren. Detta bedöms i princip kunna ske på två huvudsakliga sätt: 140 (442)

141 Diffusion Resuspension Diffusion är namnet på den process där molekyler vandrar för att jämna ut de skillnader i koncentration som kan uppkomma. Diffusion sker således från hög till låg halt. Diffusionen har inte undersökts i detalj i föreliggande undersökning. Resuspension innebär att sediment virvlas upp till vattenpelaren. Detta kan ske exempelvis som en följd av bottenströmmar, båttrafik eller mänskliga aktiviteter. Resuspensionen har inte undersökts i detalj inom ramen för huvudstudien. Då vattenföringen i Pråmån inte är speciellt omfattande samt att ingen båttrafik förekommer bedöms resuspensionen inte vara speciellt omfattande. Främst bedöms resuspension ske i samband med höga flöden och mänskliga aktiviteter. De spridningsvägar som finns idag bedöms gälla även i framtiden. Risk för ökad spridning av partiklar från sedimenten i Pråmån kan finnas vid exempelvis arbeten som innebär att sedimenten påverkas alternativt rörs om så att en mer omfattande resuspension kan ske Kvantifiering av spridningen från källan En uppskattning av massflöden i Griesbachs kanal, Pråmån och nedströms undersökta vatten redovisas i kapitel 10. Massflödena i ytvattendragen kopplas även till de mängder som bedöms mobiliseras från landbaserade källtermer genom infiltrerande nederbörd. I massflödesberäkningarna inkluderas även de mängder som pumpas upp från gruvan. Generellt kan det konstateras att påslag av metaller till Griesbachs kanal och Pråmån huvudsakligen sker i två punkter. Dessa är inne på Sala bly och de centrala delarna av gruvområdet samt i Pråmån direkt efter hyttområdet. Påslagen kan i den första punkten förklaras med de varputfyllnader som återfinns i området. Påslaget i Pråmån är sannolikt en effekt av förhöjda metallhalter i marken vid hyttområdet samt slaggvarpsupplaget nordost om hyttan. De förhöjda metallhalterna beror på de utfyllnader i form av restprodukter från hyttverksamheten samt vaskverken som förekommer inom denna del. Transporten av föroreningar till Griesbachs kanal och Pråmån samt i dessa bedöms främst ske i partikelform. Vad gäller gruvvattnet visar massberäkningarna att detta lokalt utgör ett betydande påslag av framförallt kadmium, bly, zink och svavel till Greisbachs kanal. Det bör dock tilläggas att det påslag som gruvvattnet möjligen står för är klart mindre än det påslag som fås längre nedströms i kanalen (på grund av utfyllnader inne på Sala bly och centrala delarna). Detta illustreras i Figur 66 där uppskattade massflöden för just svavel redovisas. 141 (442)

142 Figur 66 Uppskattade massflöden för svavel. Vad gäller landbaserade källtermer (varp, slaggvarp etc.) har en uppskattning av mobiliserade mängder gjorts baserat på resultat från skakförsöken. Uppskattningarna visar på betydligt lägre mängder jämfört med vad som transporteras i ytvattendragen. En förklaring till detta är sannolikt att beräkningen utförts för filtrerade prover. Som tidigare nämnts visar analyser på filtrerade och ofiltrerade prover att transporten av föroreningar i området främst sker i partikelbunden form. Används istället resultat från ofiltrerade prover som tagits i samband med regn fås klart högre massflöden jämfört med skakförsöken. Generellt kan det sedan noteras att de flesta element sedimenterar relativt nära gruvområdet i Pråmån. Ett element, kvicksilver, avviker dock tydligt från denna trend. För kvicksilver sker ett kontinuerligt påslag längs Pråmån, från gruvområdet till Ekeby damm. Sannolikt fungerar sedimenten som en källa vad gäller kvicksilver. En liknande trend kan möjligen även noteras för bly i slutet av Pråmån och i Ekeby damm. Den spridning som sker från avfallen vid Sala silvergruva ger upphov till lokala påslag i framförallt Griesbachs kanal samt i Pråmån nära gruvområdet. Spridningen från det vatten 142 (442)

143 som pumpas upp från gruvan ger ett tillskott till Griesbachs kanal. Tillskottet är dock litet i jämförelse med vad som sker efter Sala bly. För tre element, kadmium, kvicksilver och zink bedöms dock spridningen vara mer än lokal till bara Griesbachs kanal och Pråmån. För kadmium och zink står sannolikt transporten i Pråmån för en stor andel av det som sedan transporteras ut från Ekeby damm. En trolig förklaring är att dessa element generellt är relativt mobila och därmed har en större benägenhet att spridas från avfallen vid gruvområdet. För kvicksilver indikerar beräkningarna att ett kontinuerligt påslag sker längs Pråmån. En förklaring är att sedimenten sannolikt fungerar som en källa och därmed kan ge upphov till en mer långväga spridning. Muddermassorna som finns längs Pråmån innehåller också höga halter av kvicksilver och kan sannolikt också vara bidragande. Tillskott via dagvatten från områden där restprodukter använts som utfyllnad är heller inte en orimlig källa Transportbarriärer De mekanismer som fungerar som transportbarriärer för föroreningar som frigjorts till i grund- och ytvatten bedöms främst vara fastläggning av föroreningar till partiklar, dvs. till viss del samma som källbarriärerna. Eftersom ph är så pass högt (7-8) i området fungerar fastläggningen av metaller till partiklar väl. Även om regnvattnet håller ett lägre ph så sker karbonatbuffringen så snabbt i området att någon ph-sänkning av betydelse för metallmobiliseringen inte bedöms ske. För afterskansen fungerar täckskiktet som en transportbarriär, vilket gör att vindspridningen av finkornig aftersand blir minimal. En barriär för den mer långväga transporten är sedimentationen av partiklar under hyttområdet och i Pråmån. Genom att transporten i ytvatten till största delen är partikelbunden kan en sedimentation av föroreningar ske i Pråmån. Genom att partiklar med föroreningar sedimenterar fås en minskad spridning av föroreningar längre nedströms i systemet. De transportbarriärer som finns idag bedöms även gälla i framtiden. Med tanke på den höga neutralisationspotentialen i området (se syra-basräkningarna) bedöms inte karbonaterna kunna förbrukas innan alla sulfider har oxiderats. Dessutom är en stor andel av de förekommande sulfiderna i Sala inte syraproducerande, exempelvis blyglans. Detta innebär att en ökad transport av föroreningar från källtermerna inte bedöms som trolig (under förutsättning att inga ingrepp sker i avfallen och sedimenten vilket anses som mindre troligt då lämningarna är kulturminnesskyddade). Den transport som sker idag bedöms fortsatt ske även i framtiden Skyddsobjekt Beskrivning av skyddsobjekt Ett antal skyddsobjekt som kan utsättas för riskerna kopplade till avfallen vid Sala Silvergruva och Pråmån har identifierats. De identifierade skyddsobjekten redovisas för vartdera delområde i Tabell 32. Tabell 32 Redovisning av identifierade skyddsobjekt för respektive delområde. 143 (442)

144 Skyddsobjekt Upplag med varp Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet Pråmån + dess kanter Boende inom aktuellt område X Boende i anslutning till aktuellt område X X Arbetande inom aktuellt område X X X Besökande X X X X Miljön inom området X X X X X X Miljön i ytvattenrecipient X X X Exponeringsvägar För att undersöka om halterna i avfallen, sediment och vattnen vid Sala silvergruva och Pråmån kan innebära några risker för skyddsobjekten som identifierats har värdena satts i relation till referenskoncentrationer. Naturvårdsverket har utarbetat generella riktvärden för olika typer av markanvändning (Naturvårdsverket, 1997a och 1997b). Dessa generella värden har dock inte bedömts som tillämpbara för Sala silvergruva och Pråmån, främst på grund av att exponeringstiderna samt lakbarheten bedömts skilja. Beräkningarna är inte heller helt tillämpbara för sediment. Beräkningarna av platsspecifika referenskoncentrationer har genomförts enligt riktlinjer från Naturvårdsverkets rapporter ovan. Undantaget gäller dock intag av fisk där en speciell beräkning utförts (se vidare under aktuell exponeringsväg). De element som bedömts förekomma i höga halter och utgör riskelement inom respektive delområde har behandlats (enligt Tabell 30). Referenskoncentrationerna redovisas var för sig för aktuell exponeringsväg. Tabell 33 Exponeringsvägar som bedöms vara relevanta för skyddsobjekten inom respektive delområde. Exponering Upplag med varp Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet Pråmån + dess kanter Människor: Intag av jord/sediment X X X X X X Hudkontakt jord/sediment X X X X X X Inandning av damm X X X X Inandning av ångor X X Intag av grundvatten Intag av grönsaker X X X Intag av ytvatten X Intag av fisk X Miljön: Effekter inom området X X X X X X Effekter i ytvattenrecipient X X X För kvicksilver görs en justering av referenskoncentrationerna (gäller endast exponeringsvägar som avser människor) beroende på att människor exponeras för detta element från andra källor, exempelvis livsmedel. I modellerna antas att 70 % av det tolerabla 144 (442)

145 dagliga intaget av kvicksilvret fås från andra källor (Naturvårdsverket, 1997b och Naturvårdsverket, 2005). Direktexponering av avfallen för människor som bor, arbetar och vistas inom delområdena bedöms kunna ske på flera sätt, genom direkt intag via munnen, via hudkontakt samt via inandning av damm ( Tabell 33). Referenskoncentrationer för samtliga exponeringsvägar har beräknats. Vid beräkningen för intag av jord och sediment har även resultat från de sekventiella lakningarna använts. Detta innebär att ett försök att ta hänsyn till möjlig tillgänglighet och upptag i människan (mag-tarmkanalen) gjorts. Direktexponering i form av intag och hudkontakt bedöms kunna ske inom alla delområden. Inandning av damm bedöms vara relevant endast för de områden där det förekommer aftersand och förorenad ytjord, dvs. material i en fraktion som kan damma. Inandning av ångor är endast relevant för kvicksilver. Riskerna bedöms främst vara kopplade till de områden (Sala bly+ de centrala delarna och hyttområdet) där det förekommer hus eller byggnader där människor vistas och där kvicksilverångor riskerar att tränga in. Människor kan även exponeras för föroreningarna indirekt genom intag av grönsaker. Detta genom att odling sker i förorenad jord eller att grönsakerna bevattnas med förorenat ytvatten. Intag av ytvatten, som dricksvatten, bedöms inte förekomma inom gruvområdet då kommunalt vatten finns tillgängligt. Däremot är det tänkbart att människor kan exponeras för föroreningarna i Pråmåns ytvatten, både genom direkt intag (exempelvis barn som badar i vattnet) och genom intag av grönsaker som bevattnats med vatten från ån. Det bör dock klargöras att Pråmåns vatten inte används (bör användas) som dricksvatten i Sala. Intag av grundvatten har inte beaktats. Intag av grundvatten kan främst ske genom dricksvatten. Då kommunalt vatten förekommer inom området bedöms denna exponeringsväg inte vara relevant. För miljön beaktas både marken inom samtliga delområden samt den akvatiska miljön i recipienterna, dvs. Griesbachs kanal, Pråmån och Ekeby damm. Vid bedömningen av hälsoriskerna för människa från ett förorenat område används bl.a. information gällande vilka doser som ger en viss effekt, eller sambandet mellan dos-respons för människa. Sådana data är utgångspunkten för de s.k. tröskelvärdena som ger en viss negativ effekt och tas fram genom experiment eller epidemiologiska studier. För de flesta föreningar uttrycks dessa tröskelvärden, efter att säkerhetsfaktorer används för att ta hänsyn till osäkerheter i de tillgängliga data, som en tolerabelt daglig dos/intag (TDI) med enheten mg/kg kroppsvikt och dag. Till grund för Naturvårdsverkets generella riktvärden har bakgrundsdata för TDI från bl.a. WHO (World Health Organization) och gränser för ekotoxikologiska effekter från Canada använts. Indata för beräkning har i mån det bedömts relevant tagits från och uppdaterats från dessa källor samt även US.EPA. För övriga värden som t.ex. för kroppsvikt, exponerad hudyta, etc. har data från Naturvårdsverket som används i beräkningarna av de generella riktvärdena använts. För exponeringstid, utspädningsförhållanden och lakegenskaper har däremot direkt platsspecifika data använts Platsspecifika referenskoncentrationer För varje exponeringsväg och delområde har så kallade platsspecifika referenskoncentrationer beräknats. De exponeringstider som antas för respektive delområde och exponeringsväg redovisas i Tabell 34. Beräkningar av referenskoncentrationer har utförts enligt anvisningar i Naturvårdsverket (1997a och 1997b), undantaget intag av fisk där en modifierad beräkning baserad på data från Naturvårdsverket (2005a och 2005b) genomförts. 145 (442)

146 För Sala bly + centrala delarna och hyttområdet har två olika exponeringstider antagits för ytliga (0-1 m) och djupa (1- m) massor. Detta på grund av att materialens karaktär och halter varierar inom dessa områden. Dessutom är det tänkbart att exponering kan ske för djupare massor i dessa områden, exempelvis i samband med schaktarbeten. För upplagen med varp och slagg bedöms skillnaden i halt mellan ytliga och djupa stenar/block vara mycket liten. Exponeringen för djupare massor bedöms också som i princip obefintlig med tanke på materialens karaktär (block) och områdenas svårtillgänglighet. Inte heller för afterskansen har någon nivåindelning skett. Detta på grund av att skillnaderna i materialets karaktär och innehåll bedöms som liten. Dessutom skiljer sig exponeringssättet för afterskansen jämfört med Sala bly, centrala gruvområdet och hyttan. Afterskansen är täckt med cirka 0,5 m jord, vilket gör att exponering även för den ytligaste aftersanden kräver någon form av gräv- eller schaktarbeten i massorna. Så är inte fallet med exempelvis industriområdena där även den jord som finns ytligast är förorenad. För både upplagen med varp och slaggvarp bedöms människor som besöker områdena vara dimensionerande. Inga boende eller arbetande förekommer regelbundet inom dessa områden. Besök kan förekomma exempelvis i samband med promenader och för barn även lek. Vuxna bedöms vistas inom dessa områden 1 gång/vecka, dvs. 52 gånger/år. Barn bedöms förekomma mer sällan, 26 dagar/år. För hudkontakt har exponeringstiden antagits vara lägre eftersom exponering för stora hudytor främst sker under årets varmare perioder (vår, sommar och tidig höst). Inandning av damm har inte beaktats för varpen då den inte bedöms förekomma i en fraktion som dammar i någon större utsträckning. För området med slaggvarp har dock exponeringsvägen inkluderats på grund av förekomsten av ett sandigt material. Detta gäller således inte själva slaggvarpen, som i likhet med varpen inte är speciellt finkornig. Exponeringstiden för inandning av damm har satts till samma som för hudkontakt. Exponering genom inandning av ångor, intag ytvatten och grönsaker bedöms inte ske inom dessa områden. För afterskansen ser exponeringsförhållandet annorlunda ut jämfört med upplagen med varp och slaggvarp. Afterskansen är inhägnad och själva aftersanden är täckt med ett halvmetertjockt jordlager. På grund av inhägnaden och täckningen bedöms människor exponeras för avfallen endast i samband med eventuella grävarbeten inom området. Då grävarbeten bedöms utföras av vuxna har barn exkluderats för detta delområde. Grävningar antas ske 10 gånger/år, vilket således blir exponeringsantagandet för intag av jord. Grävarbeten 10 dagar/år bedöms vara en överskattning av omfattningen på dessa arbeten. En överskattning ger dock en säkerhetsmarginal i riskbedömningen och att riktvärdena hamnar på den säkra sidan. För hudkontakt och damning minskas exponeringstiden något på grund av exponering genom dessa vägar främst bedöms ske under årets varmare perioder. Exponering genom inandning av ångor, intag ytvatten och grönsaker bedöms inte ske för afterskansen. Inom Sala bly+ de centrala delarna samt hyttområdet förekommer arbetande personal regelbundet. För vuxna blir således arbetande dimensionerande för riskbedömningen. Arbete förekommer dock företrädesvis inomhus. Permanentboende finns inom delområdet Sala bly+ de centrala delarna och boende inom området diskuteras som ett specialfall under respektive exponeringsväg. Barn bedöms även kunna förekomma inom båda dessa delområden, dock inte i samma utsträckning som vuxna. För barn dimensioneras beräkningarna av en antagen omfattning på besök och lek inom dessa områden. En skillnad görs för dessa två områden på ytliga och djupa massor enligt resonemang ovan. Eftersom exponering för djupare massor bedöms ske i samband med grävarbeten omfattas inte barn vad gäller djupare massor. Exponeringstiden för intag av jord för vuxna (ytliga massor) sätts till 105 dagar/år. Detta 146 (442)

147 motsvarar 2 dagar/vecka under 47 av årets veckor (5 veckor semester är borträknat). Att exponeringstiden inte sätts till 5 dagar/vecka beror på att arbete främst sker inomhus. Exponeringstiderna för hudkontakt och inandning av damm är lägre jämfört med intag av jord enligt samma resonemang som tidigare. För djupare massor dimensioneras exponeringstiderna enligt en antagen omfattning på grävarbeten. Det bedöms att grävarbeten är mer frekvent förekommande inom dessa delområden jämfört med afterskansen. Barn bedöms vistas inom dessa områden i samband med promenader och lek. Exponeringstiderna för intag av jord, hudkontakt och inandning av damm sätts till samma som för upplag med varp och slaggvarp, dvs. 26 respektive 13 dagar/år. För Sala bly+ de centrala delarna samt hyttområdet bedöms även exponering kunna ske genom inandning av ångor (gäller endast kvicksilver). För vuxna är arbetande inomhus inom området dimensionerande och exponeringstiden sätts till 235 dagar/år för båda delområdena. Samma exponeringstid gäller för både ytliga och djupa massor eftersom ångor kan avgå till inomhusluften i byggnader i samma omfattning oavsett djup. Hänsyn till djupet till föroreningen tas dock vid beräkningen. För barn är besök i byggnaderna och restaurangen det som dimensionerar den antagna exponeringstiden. Barn bedöms besöka byggnader 10 gånger/år. Husen där människor bor permanent har tagits upp som specialfall med en antagen exponering på 365 dagar/år. Intag av grönsaker bedöms kunna ske inom delområdet Sala bly+ de centrala delarna. Främst gäller det den trädgård som finns inom området. Exponeringstiden bedöms uppgå till 3 månader per år, d.v.s. 90 dagar/år. Detta är den bedömda tiden för tillgång till egenodlade grönsaker. För gruvavfall samt muddermassor i Pråmåns kanter kan exponering ske genom intag, hudkontakt, inandning samt intag av grönsaker som odlats i förorenad jord. Kontakt med sedimenten kan ske i samband med arbeten i ån (vuxna) och möjligen lek (barn). För vuxna dimensioneras exponeringstiderna av en antagen omfattning på arbeten i kantmassorna och ån. För barn antas lek ske i något större omfattning jämfört med avfallen inom själva gruvområdet. Detta på grund av närheten till bostäder. Vad gäller Pråmåns vatten har exponeringsvägen intag av ytvatten tagits med. Exponering bedöms kunna ske genom direkt intag på samma sätt som för sedimenten. För direktintag av ytvatten görs en beräkning baserat på TDI-värden och en antagen exponeringstid (satt till samma som för intag av sediment). Pråmåns vatten skulle även kunna tänkas användas för bevattning av trädgårdsland. Därför har exponering genom intag av grönsaker inkluderats. Exponeringen beräknas inte på samma sätt som för delområdet Sala bly+ de centrala delarna eftersom detta resonemang utgår från halter i vatten och inte i jord. Exponeringstiden sätts dock till samma, dvs. 90 dagar/år, i enlighet tidigare motivering. 147 (442)

148 Tabell 34 Sammanställning över antagna exponeringstider (dagar eller tillfällen/år) för respektive exponeringsväg inom varje delområde. Första värdet avser vuxna medan det andra avser barn. innebär att exponeringsvägen inte är relevant för aktuellt delområde. X innebär att en direkt jämförelse med riktvärden gjorts. Exponering Upplag med varp Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet Pråmån + dess kanter Nivå (m u my) 0-1 >1 0-1 >1 Människor: Intag av jord/sediment 52/26 52/26 10/- 105/26 15/- 105/26 15/- 10/52 Hudkontakt jord/sediment 26/13 26/13 8/- 55/13 12/- 55/13 12/- 8/26 Inandning av damm - 26/13 8/- 55/13 12/- 55/13 12/- 8/26 Inandning av ångor /10 235/10 235/10 235/10 - Intag av grönsaker /90 90/ /90 Intag av fisk X Intag av ytvatten /52 Miljön: Effekter inom området X X X X X X X X Effekter i ytvattenrecipient X X X X X I Ekeby damm inplanteras regnbågslax varje år som kan fiskas gratis. Dessutom fiskas gädda, abborre och kräftor. Intag av fisk har därför beaktats för Ekeby damm. Vad gäller effekter inom området samt i ytvattenrecipient har inga beräkningar genomförts. Istället jämförs uppmätta halter direkt med riktvärden. Som tidigare nämnts baseras beräkningarna av platsspecifika referenskoncentrationer (gäller exponeringsvägar för människor) på så kallade TDI-värden för respektive element. För arsenik, kadmium, kobolt, koppar, krom, kvicksilver, nickel, bly, vanadin och zink har TDIvärden hämtats från Naturvårdsverket (1997b). För övriga element som tas upp i riskbedömningen har referensdoser hämtats från RAIS (2006). Övriga antaganden som gäller specifikt för exponeringsvägarna redovisas i aktuellt avsnitt. Intag av gruvavfall, jord, muddermassor och sediment Intag av förorenad jord genom munnen kan ske exempelvis i samband med promenader och lek inom områdena men också i samband med grävarbeten i jorden. Kontakt med sediment bedöms främst ske i samband med arbeten i Pråmån. Bad bedöms inte förekomma i ån i någon större utsträckning. Vid beräkningarna för varp, slaggvarp, afterskans, ytjord inom Sala bly och hyttan samt sedimenten i Pråmån har hänsyn även tagits till lakbarheten för arsenik, kadmium, bly, antimon och zink. Det har antagits att den andel som är tillgänglig för upptag i människans mag-tarmkanal utgörs av faserna adsorberat, bundet till labilt organiskt material och det som är bundet till amorfa oxidhydroxider enligt de sekventiella lakförsöken. 148 (442)

149 Resultat från beräkningarna redovisas i Tabell 35. Jämförelser mellan referenskoncentrationer och analyserade halter visar att det finns risker framförallt kopplade till arsenik och bly. För varpen överskrids referenskoncentrationen för arsenik och bly. Men tas hänsyn till lakbarheten så ligger analyserade halter under referenskoncentrationen. Detsamma gäller Sala bly + centrala delarna. För slaggvarpen och hyttområdet överstiger analyserade halter för arsenik och bly referenskoncentrationen, även om hänsyn tas till lakbarheten. Dvs. halter som är tillgängliga för upptag i människans mag-tarmkanal finns i dessa områden. Vad gäller slaggvarpen bedöms dock den faktiska risken som relativt liten med tanke på avfallens fraktion (sten). Däremot bedöms risker som betydligt mer sannolika vad gäller hyttområdet, där referenskoncentrationerna överstigs av ytligt sandigt och grusigt material. För arsenik gäller att cancerrisken beaktas, dvs. exponeringen för föroreningen måste vara livslång. För sedimenten i Pråmån finns tillgängliga halter över referenskoncentrationen för bly. För arsenik överskrids referenskoncentrationen om ingen hänsyn till lakbarheten tas. Detsamma gäller kvicksilver. Sekventiella lakningar visar visserligen att kvicksilver till största del föreligger i sulfidform, dvs. är inte tillgängligt för upptag i mag-tarmkanalen. Dock har förekomsten av metylkvicksilver (organisk form av kvicksilver, som tas upp lättare i biota) ej undersökts. Riskerna med kvicksilver i Pråmåns sediment bör således inte avskrivas helt. För gruvavfallet som finns längs Pråmåns kanter överskrids referenskoncentrationerna vad gäller arsenik och bly. Inget sekventiell lakförsök har dock genomförts på dessa massor. Vad gäller muddermassorna som finns upplagrade längs Pråmån överstiger halterna av arsenik, bly och kvicksilver respektive referenskoncentration (halter hämtade från Sweco Viak, 2003a). Tabell 35 Resultat från beräkning av platsspecifika referenskoncentrationer vad gäller intag av jord. För varje element anges två värden, där hänsyn tagits till lakbarheten för det andra. Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. e.b. = ej begränsande. Element Upplag med varp Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet Pråmåns sediment Pråmåns kanter 0-1 m u my >1 m u my 0-1 m u my >1 m u my [mg/kg TS] As 37/185 37/92 378/ / / / As ej canc 1053/ / / / / / Pb 3685/ / / / / / Cd 1053/ / / / / / Co Cu e.b e.b e.b Cr e.b. e.b. e.b. Hg Ni V Zn e.b./e.b. e.b./e.b. e.b./e.b. e.b./e.b. e.b. e.b./e.b. e.b. e.b./e.b. e.b. Mo 5264 Ba Ag Sb 421/ / / / / / Sn Sammanfattningsvis visar jämförelserna att risker med framförallt ytjorden inom hyttområdet och sedimenten i Pråmån bedöms föreligga. I båda dessa fall återfinns tillgängliga halter som är högre än framräknade referenskoncentrationer. Risker vid intag av jord kan därför inte uteslutas. Risker kan även föreligga med gruvavfall och muddermassor längs Pråmåns kanter. Vad gäller varpen och slaggvarpen bedöms riskerna som klart mindre, även om tillgängliga halter över referenskoncentrationen finns i slaggvarpen. Denna slutsats/bedömning är framförallt beroende på dessa avfallstypers fraktion (sten, block). Hudkontakt med gruvavfall, jord, muddermassor och sediment Hudkontakt med gruvavfall, jord och sediment bedöms kunna ske vid samma typer av aktiviteter som för direktintag genom munnen, promenader, lek, grävarbeten etc. Exponering sker när förorenad jord fastnar på huden och föroreningarna tas upp genom huden till blodet. Huvudsakligen exponeras händer, armar, ben och fötter. Förutom TDI används en ämnesspecifik absorptionsfaktor vid beräkningarna. För arsenik, kadmium, kobolt, koppar, 149 (442)

150 krom, kvicksilver, nickel, bly, vanadin och zink används värden på absorptionsfaktorn från Naturvårdsverket (1997b och 2005). För silver, antimon, barium, molybden och tenn har ett värde på 0,001 hämtats från RAIS (2006). Resultaten från beräkningarna redovisas i Tabell 36. Halter över referenskoncentrationer kan noteras för slaggvarpen, ytlig jord i hyttområdet och massor i Pråmåns kanter. Detta gäller för arsenik om cancerrisken beaktas. dvs. en livslång exponering för föroreningarna i dem olika avfallen. Övriga element uppvisar högre referenskoncentrationer jämfört med analyserade halter. För slaggvarpen överskrids referenskoncentrationen för arsenik precis av halten i slaggvarpsprovet. Analyserad halt uppgår till 204 mg/kg. Då slaggvarpen inte är speciellt finkornig och att själva upplaget är relativt svårframkomligt (mindre inbjudande för promenader) bedöms den faktiska risken med slaggvarpen vad gäller hudkontakt som mycket liten. I hyttområdet är det ett ytligt prov, taget på ett rött sandaktigt material, som överskrider referenskoncentrationen för arsenik. Då en och samma person teoretiskt skulle kunna arbeta inom området fram till pension kan en risk föreligga. Det bedöms dock som mindre troligt att den förhöjda arsenikhalten skulle kunna ge upphov till några konsekvenser. Detta på grund av att det är endast ett prov som överstiger referenskoncentrationen och det bedöms som mindre troligt att en person skulle komma i kontakt med just det materialet i den antagna omfattningen då det är övertäckt. För Pråmåns kanter är det massorna mellan ån och upplaget med slaggvarp som uppvisar en halt som överstiger referenskoncentrationen vad gäller arsenik (både prover från föreliggande utredning och från Sweco Viak (2003a)). Materialet i detta område är av fyllnadskaraktär med en blandning av slagg och aftersand. Då provet är taget inom ett område som är relativt svårtillgängligt bedöms den faktiska risken som liten. Muddermassor längre nedströms Pråmån, som tidigare provtagits av Sweco Viak (2003a), uppvisar halter under beräknade referenskoncentrationer. Vad gäller sedimenten i Pråmån uppvisar ett prov en halt över referenskoncentrationen vad gäller kvicksilver. Risker med hudkontakt med sedimenten skulle således kunna föreligga. Riskerna bedöms dock som relativt små då det endast är ett av 28 prov som uppvisar en halt över referenskoncentrationen. Den generella bilden av Pråmåns sediment vad gäller kvicksilver är att halterna ligger under den framräknade referenskoncentrationen vad gäller hudkontakt. Tabell 36 Resultat från beräkning av platsspecifika referenskoncentrationer vad gäller hudkontakt. Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. e.b. = ej begränsande. Element Upplag med varp Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet Pråmån + dess kanter 0-1 m u my >1 m u my 0-1 m u my >1 m u my [mg/kg TS] As As ej canc Pb e.b e.b Cd Co Cu e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. Cr e.b. e.b. e.b. Hg Ni V Zn e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. Mo e.b. Ba e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. Ag Sb e.b Sn e.b. e.b. Ett specialfall för delområdet Sala bly är permanentboende människorna som finns. Rent teoretiskt skulle exponering genom hudkontakt kunna ske alla dagar under årets varmaste 150 (442)

151 tredjedel (120 dagar/år). En beräkning med antagen exponering på 120 dagar/år (endast vuxna då inga barn i dagsläget bor inom området) visar att inga halter över framräknade referenskoncentrationer kan noteras. Om dock även barn skulle bo inom området och exponeras på samma sätt som vuxna (120 dagar/år) uppvisar ytprov en arsenikhalt över den framräknade referenskoncentrationen. Detta gäller dock endast om hänsyn tas till cancerrisken, dvs. en person måste bo inom området under hel livstid och exponeras i den antagna omfattningen. Detta bedöms som mindre sannolikt och därmed bedöms risken med hudkontakt som liten, även för permanentboende. Inandning av damm Damning är tänkbart för finkornigare material under varmare och torrare dagar. Vid Sala silvergruva är det främst ytjorden inom Sala bly och hyttområdet, aftersanden i slaggvarpen och gruvavfall + muddermassor längs Pråmåns kanter som kan tänkas damma. I beräkningarna har även afterskansen och djupare belägna massor inkluderats, vilka kan tänkas damma i samband med grävarbeten under varma och torra dagar. Sedimenten i Pråmån, varpen och slaggvarpen har inte inkluderats. Övriga parametrar i beräkningen (koncentration förorenat stoff, andningshastighet, lungretention och kroppsvikt) antas till samma värden som i Naturvårdsverket (1997b). Resultaten från beräkningarna redovisas i Tabell 37. Inga halter över de beräknade referenskoncentrationerna kan noteras. Riskerna med inandning av damm bedöms därmed som minimala. Tabell 37 Resultat från beräkning av platsspecifika referenskoncentrationer vad gäller inandning av damm. Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. e.b. = ej begränsande. Element Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet Pråmåns kanter 0-1 m u my >1 m u my 0-1 m u my >1 m u my [mg/kg TS] As As ej canc e.b. e.b e.b e.b Pb e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. Cd e.b. e.b e.b e.b Co e.b. Cu e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. Cr e.b. e.b. e.b. Hg Ni e.b. e.b. e.b. V e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. Zn e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. Mo e.b. Ba e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. e.b. Ag Sb e.b Sn e.b. e.b. Återigen skulle permanentboende teoretiskt kunna utsättas för en högre exponering inom Sala bly + centrala delarna. Om exponeringstiden sätts till 120 dagar/år, både för barn och vuxna fås referenskoncentrationer som ligger över analyserade halter. Även för permanentboende bedöms riskerna med inandning av damm som minimala. Inandning av ångor Exponering genom inandning av ångor är endast relevant för kvicksilver och de byggnader där människor vistas regelbundet. Beräkning har utförts för tre fall: Sala blys lokal, bostadshuset vid Sala bly samt värdshuset. Det antas att andelen inomhusvistelse är 100 % och att djupet till föroreningen är 0,5 m för ytliga och 1,5 m för djupa. Övriga parametrar antas till samma som för Naturvårdsverket (2005). Den beräkningsmodell som anvisas av Naturvårdsverket ger resultatet i form av en halt i jord. Den framräknade halten ska sedan jämföras med analyser på underliggande mark. 151 (442)

152 Resultaten från beräkningarna redovisas i Tabell 38. Jämförelser med framräknade referenskoncentrationer visar att högre kvicksilverhalter har analyserats. Det bör dock noteras att inga analyser av jord direkt under byggnaderna gjorts, varför detta resonemang får ses som teoretiskt. Det är heller inte undersökt byggnadernas status vad gäller exempelvis ventilation. Riskbedömningen får därför betraktas som mycket osäker vad gäller inandning av kvicksilverångor. En ytterliggare osäkerhet är att risken för ångbildning från varp sannolikt skiljer sig jämfört med jord (vilken beräkningsmodellen är framtagen för). Andelen kvicksilver i varp som är tillgängligt för gasbildning har inte undersökts i föreliggande utredning. Tabell 38 Resultat från beräkning av platsspecifika referenskoncentrationer vad gäller inandning av ångor. Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. Element Sala bly Bostadshus Värdshuset 0-1 m u my >1 m u my 0-1 m u my >1 m u my 0-1 m u my >1 m u my [mg/kg TS] Hg Beräkningsmodellen för inandning av ångor tar inte hänsyn till risker med kvicksilverångor som kan ha bildats historiskt, som en följd av den processteknik för malm som använts. För Sala silvergruva har processer som kan ha bildat kvicksilverångor skett i hyttan samt parkesseringsverket (Figur 9). Mätningar av kvicksilverångor i dessa byggnader har inte utförts inom ramen för föreliggande utredning. Intag av grönsaker Intag av grönsaker som odlats i förorenad jord (till exempel muddermassor vid Pråmån) och gruvavfall skulle kunna vara en tänkbar exponeringsväg då permanentboende finns inom gruvområdet samt i anslutning till Pråmån. Dessutom skulle vatten från Pråmån kunna användas för bevattning av trädgårdsland, i princip längs hela sträckan från gruvan och ner till Ekeby damm. För beräkning av de generella svenska riktvärden har en upptagsfaktor beräknats genom att ta hänsyn till upptaget i både stam och rötter som sedan ska representera upptaget i växter. Viktiga parametrar för exponering är koncentrationen i de ätliga delarna av växten, det dagliga intaget och andelen av konsumtionen som har odlats på plats. Beräkningarna görs utifrån doserna för tolerabelt dagligt intag. Det måste betonas att olika växter upptar element i olika hög grad, vilket gör dessa och liknande beräkningar svåra att göra. De framräknande referenskoncentrationerna ska således inte tas som fixa halter utan snarare visa möjliga risker. Indata till beräkningarna har tagits från Naturvårdsverket (1997b). För barium finns inget värde för koncentrationsförhållande mellan växt och jord. Värde har i stället antagits som det högsta värdet av Soil-plant dry uptake och Soil-plant wet uptake enligt RAIS (2006) för att göra en konservativ bedömning. För övriga parametrar, t.ex. genomsnittlig daglig konsumtion, bedöms data som använts för de generella riktvärdena som tillämpbara. Resultaten från beräkningarna för delområdet Sala bly + centrala delarna samt muddermassor vid Pråmån redovisas i Tabell 39. Halter över framräknade referenskoncentrationer för Sala bly + centrala delarna kan noteras för arsenik, bly och barium. För arsenik överskrids referenskoncentrationen om hänsyn tas till cancerrisken, dvs. en livslång exponering för föroreningen genom intag av grönsaker. Prover på ytjord både från marken kring värdshuset samt den trädgård där permanentboende finns uppvisar arsenikhalter över referenskoncentrationen. Detta gäller även för bly och barium. Övriga undersökta element uppvisar halter under referenskoncentrationerna. 152 (442)

153 Vad gäller muddermassorna längs Pråmån uppvisar dessa halter (analyser från Sweco Viak, 2003a) över beräknade referenskoncentrationer vad gäller arsenik, bly, kadmium och kvicksilver. Sammantaget bedöms dock att risker vad gäller intag av grönsaker som odlats inom gruvområdet samt i muddermassor längs Pråmån kan finnas. Med tanke på resultaten från sekventiella lakningarna, de låga utlakade halterna i skakförsöket och områdets höga ph bedöms dock sannolikheten för konsekvenser av detta som måttlig. I Qvarfordt et al. (1992) undersöktes frukt, bär och grönsaker som odlats i Sala avseende blyoch kadmiuminnehållet. För bly kunde det konstateras att halterna i rotfrukter och grönsaker överskred Livsmedelsverkets gränsvärden i en tredjedel av proverna. I två av proverna, ett på sallad och ett på morötter var blyhalterna extremt höga. Även i bär och frukt kunde förhöjda halter konstateras. För kadmium konstaterades att halter över gränsvärden kunde konstateras i till exempel hallon, jordgubbar och vinbär. Grönsakerna uppvisade högre kadmiumhalter jämfört med bär och frukt, vilket var i likhet med resultaten för bly. En tredjedel av grönsaksproverna överskred gränsvärdet. Baserat på resultaten utförde Livsmedelsverket en hälsoriskbedömning, vilken också återfinns i Qvarfordt et al. (1992). Livsmedelsverket konstaterade bland annat att exponeringen för hemodlade grönsaker i Sala kan vara något högre än normalt. Dock bedömdes sannolikheten för mätbara hälsoeffekter som liten. Det rekommenderade dagliga intaget av bly kan överskridas av små barn som är storkonsumenter av hemodlade grönsaker. Tabell 39 Resultat från beräkning av platsspecifika referenskoncentrationer vad gäller intag av grönsaker. Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. e.b. = ej begränsande. Element Sala bly + centrala delarna Muddermassor Pråmån [mg/kg TS] As 4 4 As ej canc Pb Cd Cu Hg V Zn Ba Baserat på medelhalterna i Pråmåns vatten kan en teoretisk halt i grönsaker som bevattnas med det vattnet beräknas. De beräknade halterna har sedan använts som indata för beräkning av ett dagligt intag. Vid beräkningen antas en exponeringstid på 90 dagar/år för både barn och vuxna, på samma sätt som tidigare. Det dagliga intaget har satts till 150 g för barn och 300 g för vuxna. Upptagsfaktorer har hämtats från Naturvårdsverket och Baes et al. (1994). Resultaten från beräkningen redovisas i Tabell 40. En jämförelse visar att den beräknade dagliga exponeringen av föroreningar genom intag av grönsaker som bevattnats med vatten från Pråmån ligger lägre än TDI-värden för samtliga undersökta element. Detta innebär att riskerna med intag av grönsaker som bevattnats med vatten från Pråmån bedöms som små. Det bör dock noteras att denna beräkning är mycket teoretisk. Även om den beräknade exponeringen ligger relativt klart under TDI-värdena rekommenderas dock fortsatt att avråda från bevattning med Pråmåns vatten. Detta eftersom det redan förekommer förhöjda 153 (442)

154 metallhalter i marken inom Sala samhälle och att bevattning med vatten med förhöjda halter inte förbättrar den situationen. Tabell 40 Resultat från teoretisk beräkning av dagligt intag av föroreningar från grönsaker som bevattnas med ytvatten från Pråmån. Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. Element Intag vuxna Intag barn TDI [mg/kg, d] Sb 1E-08 1E-08 0,0004 As 6E-10 7E-10 0,001/0, Ba 4E-08 5E-08 0,02 Cd 3E-08 3E-08 0,001 Cu 1E-08 1E-08 0,5 Hg 2E-11 2E-11 0,00047 Pb 1E-08 1E-08 0,0035 Zn 5E-06 6E-06 1 Intag av fisk Människor kan även exponeras för föroreningar genom intag av fisk som fångats i Ekeby damm. Som tidigare nämnts kan regnbågslax fiskas gratis. Dessutom fiskas abborre, gädda och kräftor. Då analyser av ytvatten från Ekeby damm finns att tillgå har det bedömts vara bättre att utgå från dessa vid beräkning istället för att använda den högst teoretiska modell som finns angiven i naturvårdsverket (1997b). Den modellen utgår från ett så kallat AWQvärde, vilket saknas för de flesta metallerna. Dessutom resulterar den beräkningen i ett riktvärde för jord. Istället har det valts att utgå ifrån det så kallade BCF-värdet (BioConcentrationFactor), vilket används vid beräkning av referenskoncentrationer enligt Naturvårdsverkets remissversion från 2005 (Naturvårdsverket, 2005a och 2005b). BCF anger till vilken grad fisken tar upp metaller. Värdet är således unikt för varje element. Genom att utgå från den högsta analyserade halten i Ekeby damm samt BCF-värdet kan en teoretisk halt i fisken beräknas. Sedan kan ett möjligt intag av respektive element i människa beräknas genom att anta en konsumtion. Det framräknade intaget kan sedan jämföras med TDI-värden. Vid beräkningen antas att det dagliga intaget för barn och vuxna uppgår till 0,02 respektive 0,04 kg/dag (samma antagande som Naturvårdsverket, 2005a och 2005b). Antal exponeringstillfällen har satts till 15 dagar/år. Resultat från beräkningen redovisas i Tabell 41. resultaten ska tolkas som så att värden under Intag vuxna och Intag barn ska jämföras med TDI. Ett värde lägre än TDI (dvs. en intagen mängd lägre än det tolerabla dagliga intaget) utgår således teoretiskt ingen risk. Resultaten visar på att inget intag hamnar högre än respektive TDI-värde, vilket således tolkas som att teoretiska risker inte föreligger. Det bör dock påpekas att beräkningen är högst teoretisk och för att säkerställa det rekommenderas att provfiske utförs. Tabell 41 Resultat från teoretisk beräkning av intag av fisk från Ekeby damm. Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. Element Intag vuxna Intag barn TDI TDI canc [mg/kg, år] As 0, , ,37 0,0024 Pb 0,020 0,024 1,3 Cd 0, , ,37 Cu 0,0014 0, Hg 0, , ,17 Zn 1,5 1, (442)

155 Intag av ytvatten Intag av ytvatten från Pråmån och Ekeby damm kan tänkas ske i samband med bad i dammen, lek vid stränderna eller möjligen arbeten i dessa områden. En beräkning av referenskoncentrationen för denna exponeringsväg har utförts utifrån TDI-värden på liknande sätt som för intag av jord. Samma TDI-värden som presenterats tidigare används vid beräkningarna. Det antas att den dagliga exponeringen uppgår till 0,1 l/d. Denna siffra grundar sig på att intaget sker via exempelvis kallsupar (relativt stora). Eftersom kommunalt vatten finns att tillgå utnyttjas vattnet inte för daglig konsumtion, vilket hade gett ett högre värde på det dagliga intaget. Exponeringstiden sätts till 15 dagar/år (barn och vuxna), dvs. en människa som badar/leker/arbetar får i sig 0,1 l vid 15 tillfällen per år. Resultat från beräkningen redovisas i Tabell 42. De beräknade referenskoncentrationerna kan jämföras med uppmätta halter i Pråmån och Ekeby damm. Vid en jämförelse ses att framräknade referenskoncentrationer ligger klart över analyserade halter. Riskerna med intag av ytvatten bedöms således som mycket små. Återigen bör det dock påpekas att beräkningen inte är utförd med tanke på daglig dricksvattenkonsumtion utan tillfälliga intag (till exempel kallsupar vid bad/lek). Tabell 42 Resultat från teoretisk beräkning av intag av ytvatten i Pråmån och Ekeby damm. Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. Element Pråmån + Ekeby damm [ug/l] As 3650/85 Pb Cd 3650 Cu e.b. Hg 1716 Zn e.b. Ba Ag Sb 1460 Sn e.b. Ekotoxikologiska effekter i markmiljön inom gruvområdet Ekotoxikologiska effekter i markmiljön innebär att marklevande organismer har svårt att etablera sig och överleva inom området. För ekotoxiska effekter i markmiljön finns ingen beräkningsmodell anvisad av Naturvårdsverket. Eftersom kunskapen om olika föroreningars effekter på markmiljön är begränsad redovisas i Naturvårdsverket (1997b) istället två generella riktvärden, ett för känslig markanvändning (KM) och ett för mindre känslig markanvändning (MKM). De framtagna riktvärdena bygger på generella data från toxikologiska tester, bland annat från Nederländerna. För varp, slaggvarp, afterskansen, Sala bly och hyttområdet har riktvärdet gällande mindre känslig markanvändning använts. Dessa värden anses motsvara ett skydd av 50 % av arterna (marklevande organismer). För antimon, barium, molybden och tenn har data hämtats från CCME (2002). Värden från CCME (2002) motsvarande MKM används vid jämförelsen. Generella riktvärden redovisas i Tabell (442)

156 Tabell 43 Generella riktvärden för ekotoxiska effekter i markmiljön (MKM-värden). Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. Element Upplag med varp Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet 0-1 m u my >1 m u my 0-1 m u my >1 m u my [mg/kg TS] As Pb Cd Co 250 Cu Cr Hg Ni V Zn Mo 40 Ba Sb Sn 300 En jämförelse med generella riktvärden visar att risker för ekotoxikologiska effekter i markmiljön bedöms finnas. Riskerna är kopplade till flera element och i princip samtliga delområden. Sannolikt överskattas dock riskerna vad gäller ekotoxiska effekter i markmiljön i fallet Sala silvergruva. Detta på grund av att flertalet element till största del är bundna till faser som inte är speciellt vattenlösliga och därmed är tillgängligheten för upptag i biota begränsad (se sekventiella lakförsöken och även skakförsöken). Det höga ph-värdet bidrar också till att fastläggningen av lösta joner blir omfattande. En intressant notering ses i Figur 65. I den rena täckjorden på aftersandhögen är växligheten omfattande medan den är betydligt sparsammare i den metallkontaminerade jorden inne på de centrala delarna av gruvområdet. Delvis är detta troligen även en effekt av trafiken inom delar av området. Ekotoxikologiska effekter i Pråmåns sediment och kanter (gruvavfall + muddermassor) För att utreda eventuella ekotoxikologiska effekter i Pråmåns sediment har direkta jämförelser med riktvärden gjorts. Som riktvärden för ekotoxikologiska effekter i sedimenten används så kallade PEL-värden (Probable Effect Levels) som hämtats från CCME (2002b) för samtliga element utom antimon, barium, silver och tenn. Riktvärden för antimon, barium och tenn har hämtats från holländska RIVM (2005) i form av så kallade Serious Risk Concentrations (SRC-värden). För silver har ett värde hämtats från RIVM (1999). Det bör kommenteras att de holländska SRC-värdena generellt är relativt högt satta. För gruvavfall och muddermassor i Pråmåns kanter görs en direkt jämförelse mot Naturvårdsverkets generella riktvärden på samma sätt som för mark och avfall inom gruvområdet. Då Pråmån rinner genom Sala samhälle används dock riktvärdet för känslig markanvändning (KM) istället för MKM, som användes för gruvområdet. För antimon, barium, molybden och tenn har data hämtats från CCME (2002). Värden från CCME (2002) motsvarande KM används vid jämförelsen. Generella riktvärden redovisas i Tabell 44. Jämförelsen med generella riktvärden visar att risker för ekotoxiska effekter kan finnas. Detta gäller både sedimenten i Pråmån och det gruvavfall som ligger i anslutning till ån. Riskerna är kopplade till flertalet element. Vad gäller muddermassorna överstiger halterna för arsenik, bly, kadmium, kvicksilver, zink och silver generella riktvärdena (analyser från Sweco Viak, 2003a). Barium, antimon och tenn har inte analyserats i muddermassorna. På samma sätt som för ekotoxiska effekter i mark så kan det antas att den andel av respektive element som är tillgänglig för upptag i biota är relativt liten. Detta innebär att riskerna sannolikt överskattas. 156 (442)

157 Tabell 44 Generella riktvärden för ekotoxiska effekter i Pråmåns sediment (PEL-värden) och i markmiljön längs Pråmån (KM-värden). Gråmarkerade element bedöms kunna utgöra en risk. Element Sedimenten i Pråmån Gruvavfall Pråmåns kanter Muddermassor [mg/kg TS] As Pb Cd 3,5 6 6 Cu Hg 0,5 5 5 Zn Ba ej analyserat Ag 5, Sb ej analyserat Sn ej analyserat Ekotoxikologiska effekter i ytvattenrecipient Även riskerna för ekotoxiska effekter i vattnet i Pråmån har undersökts. Ingen platsspecifik beräkning utförs. Istället görs en direkt jämförelse med vattenkvalitetskriterier från Suter och Tsao (1996) och CCME (2005). För antimon, barium, tenn och kadmium har värden hämtats från Suter och Tsao (1996) och för resterande element från CCME (2005). Generella riktvärden presenteras i Tabell 45. Jämförelser med generella riktvärden visar att risker för ekotoxiska effekter i ytvattenrecipienter föreligger för flera element. För arsenik, antimon och kvicksilver bedöms riskerna inte vara lika omfattande som övriga element. Riktvärdet överskrids endast i en punkt för arsenik och kvicksilver (utloppet från Sala bly(hyttan) och för antimon i två punkter (utloppet från Sala bly/hyttan och gruvan). För bly överskrider samtliga punkter i Griesbachs kanal, Pråmån och utloppen från Sala bly/hyttan och gruvan riktvärdet. Halter över riktvärdet kan även noteras i Ekeby dammar och Josefsdalsbäcken. Även för kadmium, koppar och zink överskrider halterna i Pråmån i flera punkter riktvärdena. Däremot ligger kadmiumhalterna i Ekeby dammar och Josefsdalsbäcken under riktvärdena. Halterna av zink är lägre än riktvärdet i Josefsdalsbäcken och utloppet från Ekeby dammar. Däremot ligger zinkhalten vid Pråmåns inlopp i Ekeby dammar över riktvärdet. Det bör dock noteras att transporten av elementen i ytvattendragen främst sker i partikelbunden form. Detta innebär att elementen inte tas upp lika lätt i akvatiska organismer som om det hade handlat om lösta halter. 157 (442)

158 Tabell 45 Resultat från jämförelser med riktvärden gällande ekotoxikologiska effekter i ytvatten. För antimon och kadmium relateras halterna till NAWQ (gäller Cd) och Tier II (Sb, Ba och Sn) från Suter och Tsao (1996). Högsta värdet avser akuttoxicitet och det lägsta kronisk toxicitet. För resterande element har jämförvärden hämtats från CCME (2005). Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk. Element Generellt riktvärde [ug/l] As 5 Pb 1-7 Cd 1,1-3,9 Cu 2-4 Hg 0,1 Zn 30 Ba Ag 0,1 Sb Sammantaget bedöms dock att risker för ekotoxiska effekter i ytvattenrecipienter föreligger. Framförallt bedöms risker finnas i Griesbachs kanal och Pråmån och främst då kopplat till bly, koppar, zink och kadmium. Risker bedöms finnas lokalt, dvs. i ytvatten inom gruvområdet samt i Pråmån. Inventeringen av Alcontrol i Griesbachs kanal och Pråmån påvisade dock inga akvatiska effekter Samlad riskbedömning konsekvenser idag och i framtiden Omfattande undersökningar vid Sala silvergruva har visat på ett flertal olika källtermer med olika geokemiska egenskaper. Källtermerna utgörs av upplag med varp, slaggvarp och aftersand. Alla dessa är avfall som var direkt kopplade till verksamheten vid Sala Silvergruva. Inom området förekommer även kontaminerad ytjord. Ytterliggare en källterm har identifierats, nämligen sedimenten i Pråmån. Flertalet element förekommer i förhöjda halter i källtermerna, framförallt gäller det arsenik, kadmium, kvicksilver, bly och zink. Källtermerna är av betydande storlek och volymerna avfall, kontaminerad fyllning, muddermassor och sediment är mycket stora. Gruvavfallet vid Sala silvergruva skiljer sig markant mot det avfall som förekommer vid gruvor i exempelvis Bergslagen och Skelleftefältet. Vid Sala silvergruva är förekomsten av den vanligaste sulfiden pyrit begränsad. Dessutom förekommer karbonatmineral i en, för Sverige, ovanligt stor omfattning. De sulfidmineral som förekommer i avfallen är företrädesvis inte syraproducerande och den syra som produceras buffras snabbt och effektivt av karbonaterna. Detta får en stor inverkan på vittringen och frisättningen av tungmetaller från avfallen. Eftersom i princip ingen syra produceras begränsas vittringen till exponerade ytor, ingen upplösning av varp och slaggvarp fås således. Tungmetaller som frigörs genom vittringen fastläggs till järnhydroxider eftersom ph-värdet är gynnsamt (eg. högt, cirka 7-8) och sprids därför inte i speciellt stor omfattning i löst (biologiskt upptagbar) form. Spridningen av metaller bedöms istället främst ske i partikelbunden form från avfallen och muddermassorna till Griesbachs kanal och Pråmån. Partiklarna med inbundna metaller sedimenterar sedan i Pråmån relativt nära gruvområdet. Spridningen av metaller från gruvområdet bedöms främst vara ett lokalt problem för Griesbachs kanal och Pråmån. Framförallt kan tydliga påslag till Griesbachs kanal noteras efter Sala bly (sannolikt på grund av varputfyllnaderna inom området) samt till Pråmån i direkt anslutning till gruvområdet. Massflödesberäkningar visar att påslaget från det vatten som pumpas upp från gruvan är relativt litet, i jämförelse med påslag från exempelvis Sala bly. Dock ger pumpningen från 158 (442)

159 gruvan ett mycket tydligt lokalt påslag i Griesbachs kanal direkt efter pumpens utsläppspunkt för ett flertal element. För kadmium och zink bedöms dock spridningen vara mer än ett lokalt problem för Griesbachs kanal och Pråmån. För båda dessa står Pråmån för en stor andel av transporten i Ekeby damm. Även vad gäller kvicksilver bedöms problemet vara mer än lokalt. För kvicksilver kan ett kontinuerligt påslag ses i Pråmån och troligen fungerar sedimenten samt muddermassorna som källor för kvicksilver, vilken därmed kan ge upphov till ett spridningsproblem av större omfattning, till exempel längre nedströms i vattensystemet (dvs. utanför det område som omfattas i föreliggande utredning). Spridningen av metaller från gruvavfallen bedöms inte kunna öka i framtiden på grund av exempelvis surstötar. Detta på grund av det höga ph i området samt den effektiva buffringen. Risk för ökad spridning kan dock finnas kopplat till muddermassorna, exempelvis genom skred. Möjligen kan klimatförändringar med förändrade vattenstånd ge risk för ökad spridning från muddermassorna. En ytterliggare aspekt för sedimenten är bildningen av metylkvicksilver. Detta har inte undersökts i föreliggande utredning men med tanke på de höga kvicksilverhalterna i sedimenten är det inte otänkbart att en bildning av metylkvicksilver kan ske, under förutsättning att gynnsamma förhållanden råder. Riskbedömningen visar att sedimenten sannolikt inte innebär någon humantoxikologisk risk (under antagande om att större delen av kvicksilvret sitter bundet i sulfider vilket inte är tillgängligt för upptag). Riskerna ska dock inte avskrivas helt på grund av att metylkvicksilver inte analyserats. Eftersom metylkvicksilver är mer mobil än metalliskt kvicksilver bedöms spridningen kunna vara omfattande om bildning sker på någon lokal. Ett stort antal skyddsobjekt, som kan exponeras, för föroreningarna har identifierats. Skyddsobjekten omfattar både människor och miljö. För att utreda om halterna i avfallen, sedimenten och vattnen kan innebära några risker för människor har så kallade platsspecifika referenskoncentrationer beräknats enligt modeller från Naturvårdsverket. Resultaten från beräkningarna sammanfattas i Tabell 46. Vid beräkningarna har hänsyn även tagits till lakbarheten för elementen. Vad gäller riskerna för miljön har direkta jämförelser med riktvärden genomförts. 159 (442)

160 Tabell 46 Sammanfattning av resultat från beräkning av platsspecifika referenskoncentrationer. För varje delområde och exponeringsväg listas de element som uppvisar halter över beräknad referenskoncentration alternativt generellt riktvärde där så har tillämpats. För förklaring hänvisas till respektive exponeringsväg. Exponering Upplag med varp Upplag med slaggvarp Afterskansen Sala bly + centrala delarna Hyttområdet Pråmån + dess kanter Människor: Intag av jord/sediment As, Pb As, Pb As, Pb As, Pb As, Pb, Hg Hudkontakt jord/sediment As As As, Hg Inandning av damm Inandning av ångor Hg Hg Intag av grönsaker Intag av ytvatten Intag av fisk Miljön: Effekter inom området Effekter i ytvattenrecipient * gäller endast Pråmåns kanter As, Pb, Cd, Hg, Zn, Sb As, Pb, Ba As, Pb, Cd, Cu, Cr, Hg, Ni, Zn, Ba As, Pb, Cd, Hg, Zn As, Pb, Cd, Cu, Zn, Ba As, Pb, Cd, Cu, Hg, Zn As*, Pb*, Cd*, Hg* As, Pb, Cd, Cu, Hg, Zn, Ba*, Ag, Sb*, Sn* As, Pb, Cd, Cu, Hg, Zn, Ba, Sb Jämförelser med referenskoncentrationerna visar att risker för människor kan föreligga med framförallt den kontaminerade ytjorden inom Sala bly och centrala delarna samt vid hyttområdet. Riskerna är kopplade till intag av jord, hudkontakt och intag av grönsaker. Arsenik och bly är de element som bedöms vara problematiska. För båda elementen finns halter tillgängliga för upptag i människans mag-tarmkanal i den kontaminerade ytjorden inom hyttområdet. För arsenik föreligger risker om hänsyn tas till cancerrisken, dvs. en livslång exponering för föroreningen. Risker för människor bedöms även finnas genom intag av grönsaker som odlats i kontaminerad jord. Tidigare utredning av bly och kadmium i grönsaker som odlats i Sala har påvisat förhöjda halter. Sannolikheten för mätbara hälsoeffekter bedömdes dock som liten men det rekommenderades ändå att boende inte bör grunda större delen av sin konsumtion av grönsaker på hemodlat, framförallt inte på platser där förhöjda halter kan misstänkas. En ytterliggare exponering som skulle kunna utgöra en risk för människor inom området är inandning av kvicksilverångor i inomhusluft. Halter över framräknade referenskoncentrationer har analyserats. Det bör dock noteras att riskbedömningen är mycket osäker vad gäller exponering genom ångor. Detta eftersom som inga prover under hus och byggnader tagits samt att byggnaderna inte undersökts vad gäller exempelvis ventilation. Beräkningsmodellen tar inte heller hänsyn till kvicksilverångor som kan ha bildats tidigare. För både hyttan och parkesseringsverket har processer som kan ha bildat kvicksilverångor skett. Mätningar av kvicksilverhalten i luft har inte genomförts i föreliggande utredning i dessa två byggnader. Riskerna för människor med varp, slaggvarp, aftersand och sediment bedöms som betydligt mindre jämfört med den kontaminerade ytjorden. För varp och slaggvarp finns visserligen halter över beräknade referenskoncentrationer vad gäller intag. Dock förekommer både varpen och slaggvarpen huvudsakligen i en fraktion, sten och block, som inte är speciellt lätt att få i sig och riskerna bedöms därmed som små. Vad gäller afterskansen har inga halter över beräknade referenskoncentrationer påvisats. Den täckning som gjordes 1996 har drastiskt begränsat exponeringen för avfallen i positiv riktning. För sedimenten uppvisar endast enstaka 160 (442)

161 prover halter över referenskoncentrationerna. Då sedimenten ligger under vatten bedöms riskerna för människor vara små. För muddermassorna vid Pråmåns kanter visar jämförelsen med referenskoncentrationer att risker kan föreligga vid intag genom munnen. Detta gäller arsenik, bly och kvicksilver. Risker bedöms även kunna föreligga med intag av grönsaker som odlats i muddermassorna. Även intag av fisk som fångats i Ekeby damm har beaktats. En teoretisk beräkning baserad på analyserade halter och TDI-värden har utförts. Beräkningen visar inte på några risker, dock betonas att resultaten är av teoretisk natur. För att säkerställa detta rekommenderas provfiske. För miljön visar jämförelser att risker för ekotoxikologiska effekter i markmiljön föreligger för samtliga delområden, både land och sediment. Detta innebär att marklevande organismer har svårt att etablera sig och överleva inom dessa områden. Riskerna är kopplade till flertalet element. Risker med förhöjda metallhalter bedöms även finnas för den akvatiska miljön, framförallt i Griesbachs kanal och Pråmån. Inventeringen av ALControl påvisade dock inga akvatiska effekter. Sammanfattningsvis bedöms problemet med avfallen vid Sala silvergruva vara; De höga halterna av arsenik och bly i den kontaminerade ytjorden som kan innebära risker för människor, främst vad gäller intag av jord och grönsaker. De förhöjda halterna av flertalet element som kan innebära risker för ekotoxikologiska effekter i markmiljön och ytvattenrecipienter. Spridningen av kadmium, kvicksilver och zink till Griesbachs kanal, Pråmån och Ekeby damm. Den lokala spridningen till Griesbachs kanal och Pråmån för flera element. Mätningar indikerar påslag framförallt efter Sala bly och vid inloppet till Pråmån. Pumpningen från gruvan ger ett lokalt påslag i Griesbachs kanal direkt efter utsläppspunkten. Riskerna bedöms finnas kvar även i framtiden under förutsättning att markanvändningen inte förändras. Spridningen från avfallen bedöms inte öka i framtiden på grund av exempelvis surstötar. För sedimenten i Pråmån bedöms problemet vara; Läckaget av kvicksilver och möjligen även andra metaller som kan ge upphov till ett spridningsproblem av mer än lokal karaktär. Risker för bildning av metylkvicksilver (både i Pråmån och längre nedströms), vilken är mer toxisk för biota och mer mobil (kan spridas lättare) jämfört med metalliskt kvicksilver. De förhöjda metallhalterna av flertalet element som kan innebära risker för ekotoxikologiska effekter i sedimenten och Pråmåns vatten. Riskerna bedöms finnas kvar även i framtiden under förutsättning att markanvändningen inte förändras. Risk för ökad spridning av föroreningar i framtiden kan tänkas ske om arbeten utförs i eller i anslutning till Pråmån. Även klimatförändringar (till exempel högre vattenstånd) skulle kunna ge en ökad spridning. För muddermassorna längs Pråmån bedöms problemet vara; Förhöjda halter av främst arsenik, bly och kvicksilver i muddermassor vid Pråmån vilka kan innebära en risk för människor vid intag av jord och grönsaker. Risken för partikelspridning av föroreningar till Pråmån. 161 (442)

162 Riskerna bedöms finnas kvar även i framtiden under förutsättning att markanvändningen inte förändras. Risk för ökad spridning i framtiden kan ske om muddermassor skredar ut i Pråmån. Då metallhalterna i muddermassorna är höga kan skred ge ett omfattande påslag av metaller vid enstaka tillfällen. Ökat vattenstånd kan tänkas ge en ökad utlakning av metaller från muddermassorna i framtiden Riskreduktion nödvändig och motiverad Riskbedömningen har visat att risker med föroreningarna vid Sala silvergruva bedöms föreligga. För människor är riskerna främst kopplade till den kontaminerade ytjorden inom Sala bly och hyttområdet. Risker för ekotoxiska effekter bedöms också finnas för samtliga avfall. Vad gäller sedimenten har inga direkta risker för människor påvisats. Däremot bedöms sedimenten fungera som en källa vad gäller kvicksilver vilket kan ge upphov till ett spridningsproblem. Risker för ekotoxiska effekter bedöms även kunna finnas i både sediment och vatten i Pråmån. Den riskreduktion som bedöms som motiverad kan sammanfattas i följande punkter; Den högsta prioriteten bör vara att minska riskerna för människor med den kontaminerade ytjorden inom Sala bly och hyttområdet. Halter av både arsenik och bly som är tillgängliga för upptag i människans mag-tarmkanal finns i ytjorden. Risker finns enligt riskbedömningen både vad gäller intag av jord och intag av grönsaker som odlats i området. Prioriteras högt bör även spridningen lokalt till Griesbachs kanal och Pråmån samt i ett större perspektiv även till Ekeby damm. Massberäkningar indikerar att påslag av flertalet metaller till Griesbachs kanal sker efter Sala bly och till Pråmån vid dess inlopp. Vatten som pumpas upp från gruvan ger också ett lokalt påslag direkt efter utsläppspunkten till Griesbachs kanal. För kadmium och zink bidrar transporten i Pråmån med en stor andel av vad som transporteras ut från Ekeby damm. För sedimenten anses den högsta prioriteten att minska spridningen av kvicksilver i vattensystemet. Då ett kontinuerligt påslag av kvicksilver påvisats i Pråmån anses en riskreduktion som motiverad för sedimenten. Dessutom finns en risk att metylkvicksilver kan bildas, vilken är mer toxisk för biota och mobil jämfört med metalliskt kvicksilver. En riskreduktion anses även motiverad med tanke på källtermens storlek och läge (centrala Sala). En åtgärd av sedimenten, exempelvis genom muddring, minskar även riskerna för att kraftigt förorenade massor blottläggs i samband med torrperioder och därmed blir tillgängliga för exponering. Dessutom fås även en reduktion av riskerna vad gäller ekotoxiska effekter i framförallt sedimenten och sannolikt även i ytvattnet. Vad gäller muddermassorna som finns upplagrade längs Pråmån har riskbedömningen visat att risker kan föreligga för människor samt djur och växter. Muddermassorna bedöms vara en bidragande källa till spridningen av metaller i Pråmån. Dessutom kan det finnas en risk för spridning av större omfattning i framtiden, vid exempelvis skred. En riskreduktion för muddermassorna anses vara motiverad. Riskbedömningen har även visat på att risker med inandning av kvicksilverångor inomhus kan finnas. Då riskbedömningen är mycket osäker för just den exponeringen är det tveksamt om en riskreduktion är motiverad. Istället rekommenderas mätning av kvicksilverånga i inomhusluft för att direkt avgöra om det är ett problem eller inte. 162 (442)

163 12 Referenser Axelsson C-L, Follin S. (2000) Grundvattensänkning och dess effekter vid byggnation och drift av ett djupförvar. SKB Rapport R ISSN ATSDR (2005) Draft toxicological profile for arsenic. U.S. Department of Health and and Human Services. Banks D., Younger P. L., Arnesen R.-T., Iversen E. R., Banks S. B. (1997) Mine-water Chemistry: The Good, The Bad and The Ugly Environmental Geology 32: Baes III C. F., Sharp R. D., Sjoreen A. L., Shor R., W A Review and Analysis of Parameters for Assessing Transport of Environmentally Released Radionuclides through Agriculture. ORNL Benjamin M. M., Honeyman B. D. (2000) Trace metals IN: Jacobson M., Charlson R., Rohde H., Orians G. (eds) Earth System Science Academic Press San Diego. Bigham J. M., Schwertmann U., Carlson L. (1992) Mineralogy of precipitates formed by the biogeochemical oxidation of Fe(II) in mine drainage. In: Biomineralization Processes of iron and manganese. Catena Supplement 21: Bigham J. M., Schwertmann U., Traina S. J., Winland R. L., Wolf M. (1996) Schwertmannite and the chemical modelling of iron in acid sulphate waters. Geochimica et Cosmochica Acta 60: Björnbom S. (1989) Beskrivning till jordartskartan Finspång NV. SGU Serie Ae 92. Blowes D. W., Jambor J. L. (1990) The pore-water geochemistry and the mineralogy of the vadoze zone of sulfide tailings, Waite Amulet, Quebec, Canada Applied Geochemistry 5: Blowes D. W., Ptacek C. J., Jurjovec J. (2003) Mill tailings: Hydrogeology and geochemistry IN: Jambor J. L., Blowes D. W., Richie A. I. M. (eds.) (2003) Environmental Aspects of Mine Wastes. Short Course Series Volume 31, Mineralogical Association of Canada. Bowell R. J. (1994) Sorption of arsenic by iron oxides and hydroxides in soils Applied Geochemistry 9: British Columbia Acid Mine Drainage Task Force (1989) Draft acid rock drainage technical guide, vol 1 British Columbia Acid Mine Drainage Task Force Report. Bäckström M., Johansson I. (2003) Översiktlig geokemisk undersökning (MIFO fas 2) av gruvavfall vid Johannesberg, Askersunds kommun. MTM Rep. Carlsson E., Thunberg J., Öhlander B., Holmström H. (2002) Sequential extraction of sulphide-rich tailings remediated by the application of till cover, Kristineberg mine, northern Sweden. The Science of the Total Environment 299: Carlsson E. (2002) Sulphide-rich tailings remediated by soil cover. Evaluation of cover efficiency and tailings geochemistry, Kristineberg, northern Sweden. Carlsson L., Gustafsson G. (1991) Provpumpning som geohydrologisk undersökningsmetodik. Byggforskningsrådet Rapport R66:1991. CCME (2002a) Candian Environmental Quality Guidelines. Canadian Council of Ministers of the Environment 1999, updated CCME (2002b) Candian Sediment Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life. Canadian Council of Ministers of the Environment 1999, updated CCME (2005) Canadian Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life. Canadian Council of Ministers of the Environment 1999, updated Chavarie, C., D. Karamenev, F. Godard, A. Garnier, och G. Andre (1993) Comparison of kinetics of ferrous iron oxidation by three different strains of Thiobacillus ferrooxidans. Geomicrobiology Journal, v. 11, pp Coston J.A, Fuller C.C., Davis J.A (1995) Pb 2+ and Zn 2+ adsorption by a natural aluminium and iron bearing surface coating on an aquifer sand. Geochimica et Cosmochimica Acta 59: Dzombak D. A., Morel F. M. M. (1990) Surface Complexation Modelling: Hydrous Ferric Oxide. New York: Wiley Interscience. Encyclopedia Britannica (1911) Envipro Miljöteknik AB (2005a) Geokemiska undersökningar av gruvavfall vid Morbergsfältet, Norbergs kommun. 163 (442)

164 Envipro Miljöteknik AB (2005b) Geokemiska undersökningar av gruvavfall vid Källfallsfältet, Skinnskattebergs kommun. af Forselles J.H. (1818) Berättelse om Sala Silververk. Stockholm. Grant J.A. (1986) The isocon diagram-a simple solution to Gresens equation for metasomatic alteration. Economic Geology 81: Grip E et al. (1983) Malmstyrande strukturer i Bergslagen Gould W. D., Kapoor A. (2003) The microbiology of acid mine drainage IN: Jambor J. L., Blowes D. W., Richie A. I. M. (eds.) (2003) Environmental Aspects of Mine Wastes. Short Course Series Volume 31, Mineralogical Association of Canada. Hall G. E. M., Vaive J. E., Beer R. och Hoashi M. (1996a) Selective leaches revisited, with emphasis on the amorphous Fe oxyhydroxide phase extraction. Journal of Geochemical Exploration 56: Hall G. E. M., Vaive J. E. och MacLaurin A.I. (1996b) Analytical aspects of the application of sodium pyrophosphate reagent in the specific extraction of the labile organic component of humus ad soils. Journal of Geochemical Exploration 56: Holmström H., Ljungberg J., Ekström M., Öhlander B. (1999) Secondary copper enrichment in tailings at the Laver mine, northern Sweden. Environmental Geology 38: Holmström H., Salmon UJ., Carlsson E., Petrov P., Öhlander B. (2001) Geochemical Investigations of Sulphidebearing tailings at Kristineberg, northern Sweden a few Years after Remediation. the Science of the Total Environment 273(1-3) p Hvorslev M. J. (1951) Time lag and soil permeability in ground-water observations. Bull No 36, Waterways Exper. Sta. Corps. Of Engrs, U.S. Army, Vicksburg, Mississippi, pp Jambor J. L. (2003) Mine-waste mineralogy and mineralogical perspectives of acid-base accounting IN: Jambor J. L., Blowes D. W., Richie A. I. M. (eds.) (2003) Environmental Aspects of Mine Wastes. Short Course Series Volume 31, Mineralogical Association of Canada. Jansson N. (2007) acc: Johnson C. A. (1986) The regulation of trace element concentrations in river and estaurine waters contaminated with acid mine drainage: the adsorption of Cu and Zn on amorphous Fe oxyhydroxides. Geochimica et Cosmochimica Acta 50: Jönsson J. (2003) Phase transformation and surface chemistry of secondary iron minerals formed from acid mine drainage. Doktorsavhandling Umeå universitet. Kieft, C., Holmgren, J., and Eriksson, G., The Silver-Mercury-Antimony Minerals of Sala, Sweden. Canadian Mineralogist, Vol. 25: Land M. (1998) Weathering of till in northern Sweden and its implications for the geochemistry of soil water, groundwater and stream water. Doktorsavhandling 1998:35, Luleå tekniska universitet. Livsmedelsverket (2001) Livsmedelsverkets föreskrifter om dricksvatten. SLVFS 2001:30. Lundegårdh P.H.(1971) Nyttosten i Sverige. Almqvist & Wiksell, Uppsala. Länsstyrelsen i Kalmar län (2004). MiMi (2003) Performance Assessment Main Report. ISSN: ISBN: Magnusson N.H. (1953) Malmgeologi. Jernkontoret Stockholm. Magnusson N.H. (1973) Malm i Sverige 1 Mellersta och södra Sverige. Almqvist & Wiksell, Stockholm. Naturvårdsverket (1997a) Generella riktvärden för förorenad mark. Beräkningsprinciper och vägledning för tillämpning. Efterbehandling och sanering. Naturvårdsverket rapport Naturvårdsverket (1997b) Development of generic guideline values. Model and data used for generic guideline values for contaminated soils in Sweden Naturvårdsverket report Naturvårdsverket (1999a) Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket rapport Naturvårdsverket (1999b) Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Grundvatten. Naturvårdsverket rapport (442)

165 Naturvårdsverket. 1999c. Metodik för inventering av förorenade områden. Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Vägledning för insamling av underlagsdata. Naturvårdsverket rapport Naturvårdsverket (2005a) Vägledning för riskbedömning av förorenade områden. Remissversion Naturvårdsverket (2005b) Beräkningsmodell för riktvärden för mark. Remissversion Naturvårdsverket (2006) Efterbehandling av förorenade områden. Kvalitetsmanual för användning och hantering av bidrag till efterbehandling och sanering. Utgåva Nickel E. (1973) Experimental dissolution of light and heavy minerals in comparison with weathering and intrastitial solution. Contributions to Sedimentology 1: Nicholson R. V.; Gillham R. W. och Reardon, E. J. (1990) Pyrite oxidation in carbonate-buffered solution: 2. Rate control by oxide coatings. Geochimica et Cosmochimica Acta, vol. 54, Issue 2, pp Nordstrom, D.K. (1982) Aqueous pyrite oxidation and the consequent formation of secondary iron minerals, Kittrick, J.A., Fanning, D.S. and Hossner, L.R., eds. Acid sulfate weathering. Soil Science Society of America, pp Palmqvist U., Ahlberg E., Lövgren L. och Sjöberg S. (1997) In situ voltammetric determinations of metal ions in goethite suspensions: single metal ion systems. Journal of Colloid and Interface Science 196: Price W.A., Morin K. och Hutt N Guidelines for the prediction of acid rock drainage and metal leaching for mines in British Columbia: Part II. Recommended procedures for static and kinetic testing. I: Fourth International Conference on Acid Rock Drainage. Vancouver, B.C. Canada 31 maj 6 juni, Volym 1. pp Price, W.A. och J. Errington Guidelines for metal leaching and acid rock drainage at minesites in British Columbia. British Columbia Ministry of Energy and Mines. 86 p. Projekt Gladhammars gruvor (2005) Riskperspektivet för gruvområdet vid Gladhammar och nedströms liggande sjösystem. Processer och konsekvenser idag och i framtiden. Påhlsson I Studies of lake sediments from the Sala and Zinkgruvan mining districts in central Sweden. Licentiatavhandling. Uppsala universitet. ISSN Qvarfort. U., Delblanc, F. och Jansson, S Tungmetaller i Sala Slutrapport November Uppsala Universitet, Kvartärgeologiska avdelningen. RAIS (2006) Toxicity & Chemical-Specific Factors Data Base. acc: Rinnmann Sven ( ) Sven Rinnmans Bergwerkslexicon. Acc: Ripa, M., Kübler, L., Persson, L. & Göransson, M., 2002: Beskrivning till berggrundskartan och bergkvalitetskartan 11G Västerås NO. Sveriges geologiska undersökning Af 217, 70 s. RIWM (2001) Technical evaluation of the intervention values for soil/sediment and groundwater RIWM Report SGU (1998) Analys av sediment från Pråmån, Sala. Förslag till arbetsgång vid muddring. Dnr 08-16/98. SGU (2002) SGU Miljöövervakningsdata acc: SGU (2005) Mineralmarknaden Tema: Arsenik. Per.publ. 2005:4. ISSN: Sjögren, H., The Sala mine. Geol. Fören. Stockholm Förhandl. 32, Skogsvårdsstyrelsen (2003) Skogens pärlor acc: SMHI (1991) Temperaturen och nederbörden i Sverige, , Referensnormaler. SMHI nr 81. SMHI (1994) Sveriges vattenbalans, Årsmedelvärden av Nederbörd, Avdunstning och Avrinning. SMHI nr 49. Singer P. C., Stumm W. (1970) Acidic Mine Drainage: The Rate-determining Step Science 167: Sobek A. A., Schuller W. A., Freeman J. R. och Smith R. M. (1978) Field and laboratory methods applicable to overburdens and minesoils US EPA report, EPA-600/ , 1978, 203 s. Stumm, W (1992) Chemistry of the Solid-Water Interface. New York: Wiley Interscience 428 s. 165 (442)

166 Suter G.W., Tsao C.L. (1996) Toxicological Benchmarks for Screening Potential Contaminants of Concern for Effects on Aquatic Biota: 1996 Revision. Oak Ridge National Laboratory, Oak Ridge, TN. 104pp. ES/ER/TM- 96/R2. Sweco Viak (2003a) Pråmån Sala. Miljötekniska undersökningar av mark och sediment. Uppdragsnummer Tegengren F. R. (1924) Sveriges ädlare malmer och bergverk. SGU Ser. Ca. n:o 17. Tyler G., Olsson T. (2001) Concentrations of 60 elements in soil solution as related to soil acidity European Journal of Soil Science 52: Watson EB, Harrison TM. (1983) Zircon saturation revised: temperature and composition effects in a variety of crystal magma types. Earth Planet and Science Letters 64: Wikström A., Karis L. (1991) Beskrivning till berggrundskartorna Finspång NO, SO, NV, SV. SGU Serie Af 162, 163, 164, 165. Öhlander B, Billström K, Hålenius E. (1989) Geochemistry of the Proterozoic wolframite-bearing greisen veins and the associated granite at Rostberget, northern Sweden. Chemical Geology 78: Öhlander B, Ingri J, Pontér C. (1991) Geochemistry of till weathering in the Kalix river watershed, northern Sweden. In: Rosén K, editor. Chemical weathering under field conditions, Swedish University of Agricultural Sciences, Report 63, Uppsala, Sweden, 1991, pp Öhlander B., Ljungberg J., Holmström H. (1999) Desorption of metals secondary retained after release by sulphide oxidation, the main mechanism for groundwater contamination in the tailings at the Laver mine, northern Sweden. GFF 123: (442)