Svenska Glasbruksföreningen

Transkript

1 Kemakta AR Svenska Glasbruksföreningen Undersökning och fördjupad riskbedömning av fem glasbruk i Kalmar och Kronobergs län samt förslag på generell metodik för riskbedömningar vid glasbruk Gabriella Fanger, Lars Olof Höglund, Celia Jones och Håkan Svensson reviderad Kemakta Konsult AB Box 12655, Stockholm Telefon: , Telefax: , Internet:

2

3 FÖRORD Kemakta Konsult AB har på uppdrag av Svenska Glasbruksföreningen deltagit i ett metodikutvecklingsprojekt rörande riktlinjer och metoder för undersökning, riskbedömning och riskvärdering av förorenad mark vid glasbruk. Kemakta har i utredningsgruppen ansvarat för frågor rörande miljökemi, riskbedömning och geohydrologi. Envipro har ansvarat för frågeställningar kring åtgärder och kostnader. Empirikon har varit administrativ projektledare för utredningsgruppen. Projektet har genomförts i samarbete med länsstyrelserna i Kronoberg och Kalmar län. Projektets syfte är att ta fram metodik och riktlinjer för framtida undersökningar och utredningar vid glasbruken samt att få en uppfattning om risker och åtgärdsbehov och vilka kostnader som åtgärder kan komma att innebära. Syftet är inte primärt att värdera de fem pilotobjekt som har ingått i den aktuella studien eller att utarbeta åtgärdsplaner, detaljerade riskbedömningar och ansvarsutredningar för pilotprojekten. Tonvikten har istället lagts på identifiering av generella frågeställningar som har primär bäring på glasindustrin och som belyser samband och likheter mellan glasbruken. Platsspecifika studier har dock krävts för att undersöka dessa samband och för att nå målet med att utforma en lämplig metodik. I denna rapport redovisas resultaten från Kemaktas arbete som inkluderar framtagning av undersökningsprogram och utvärdering av provtagning, kemiska analyser och laktester samt utförande av riskbedömning för fem studerade objekt. I rapporten dras slutsatser rörande användbarheten av en generell metod för riskbedömningar vid glasbruk. Slutligen ges underlag till riskvärdering för glasbruksområden.

4 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 BAKGRUND SYFTE OMFATTNING INLEDANDE SAMMANFATTNING AV METODIKEN OBJEKTSBESKRIVNING HISTORIK OCH VERKSAMHETSBESKRIVNING VAL AV OBJEKT OBJEKTBESKRIVNINGAR TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR SLUTSATSER FÖR UTFORMNING AV UNDERSÖKNINGSMETODIKEN UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR OCH FÄLTARBETEN UNDERSÖKNINGAR VID FEM UTVALDA GLASBRUK HÖSTEN RESULTAT AV UNDERSÖKNINGSPROGRAMMET SLUTSATSER KARAKTERISERING AV JORD OCH AVFALL BEDÖMNING AV LAKBARHET MED LAKTESTER BEDÖMNING AV LAKBARHET FRÅN UPPMÄTTA HALTER BEDÖMNING AV LAKBARHET FRÅN ANALYS MED LASER ABLATION KLASSNING FÖR DEPONERING RESULTAT FRÅN LAKTESTER SPRIDNING AV FÖRORENINGAR FRÅN GLASBRUKEN UNDERSÖKNING AV HYDROGEOLOGISKA FÖRHÅLLANDEN SLUTSATSER OM HYDROLOGISKA FÖRHÅLLANDEN VID GLASBRUK TRANSPORT AV FÖRORENINGAR FRÅN GLASBRUK MILJÖ- OCH HÄLSORISKER VID GLASBRUK METODER FÖR RISKBEDÖMNING AV FÖRORENADE OMRÅDEN SLUTSATSER ANGÅENDE LÄMPLIG METODIK FÖR GLASBRUK BERÄKNING AV PLATSSPECIFIKA RIKTVÄRDEN RESULTAT AV UTFÖRDA RISKBEDÖMNINGAR FÖR FEM GLASBRUK SLUTSATSER OCH REKOMMENDATIONER FÖRESLAGEN METODIK FÖR RISKBEDÖMNINGAR VID GLASBRUK METODIKASPEKTER UNDERLAG FÖR RISKVÄRDERING REFERENSER...48 BILAGA 1: BILAGA 2: BILAGA 3: BILAGA 4: BILAGA 5: BILAGA 6: OBJEKTSBESKRIVNINGAR OCH SAMMANFATTNING AV TIDIGARE UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR VID GLASBRUK UTFÖRANDE OCH RESULTAT AV UNDERSÖKNINGAR VID FEM UTVALDA BRUK KARAKTERISERING AV AVFALL OCH JORD SPRIDNING AV FÖRORENINGAR BEDÖMNINGSMETODER ANALYSPROTOKOLL FRÅN ANALYTICA, GLAFOR OCH NGI 3

5 Bakgrund 1.1 Syfte Projektets syfte är att ta fram metodik och riktlinjer för framtida undersökningar och utredningar vid glasbruken samt att få en uppfattning om risker och åtgärdsbehov och vilka kostnader som åtgärder kan komma att innebära. Kemaktas del i projektet är att ge förslag på en generell metodik för riskbedömningar vid glasbruk. Riskbedömningen är väsentlig för att klargöra behov, omfattning och inriktning av åtgärder för glasbruken i Sverige med hänsyn till de miljö- och hälsoeffekter som föroreningar vid bruken och dess deponier kan medföra. Flertalet av de ämnen som använts vid glastillverkningen är både toxiska, ekotoxiska och bioackumulerbara. Arsenik tillhör de ämnen som konstaterats ha cancerogena egenskaper. Miljöfarlighet, toxicitet, nedbrytbarhet, mm hos ämnena i avfallet diskuteras i denna rapport och en bedömning av riskerna görs. 1.2 Omfattning Metodiken för riskbedömning skall vara branschspecifik och inrymma aspekter av specifik karaktär för glasbruksavfall. Som underlag för riskbedömningarna och för att ta fram en metodik för riskbedömning för glasbruk har ett antal frågeställningar identifierats och besvarats. De viktigaste har varit: Identifiering av möjliga scenarier som kan gälla generellt vid riskbedömning av glasbruk (omfattande spridningsvägar, exponering vid vistelse vid glasbruk som är i drift eller nedlagda, miljöskydd, skydd av recipienter, tänkbar markanvändning, etc). Avfallskarakterisering inklusive klargörande av olika samband/generaliseringar inom och mellan glasbruk (avfallstyp, markförorening, halter, mm). Kvantifiering av lakbarheten hos avfallet och bedömning av styrande processer. Metodiken har utvecklats utifrån resultaten av undersökningar vid fem utvalda glasbruk. I arbetet har ingått att göra en utvärdering av provtagning och kemiska analyser vid de utvalda objekten. Med utgångspunkt från ett antal laktester som utförts på deponiavfall och fyllnadsmaterial har slutsatser dragits om glasavfallets och markföroreningars lakbarhet. Tidigare utförda undersökningar och analyser i områdena kring de utvalda glasbruken har också beaktats i utvärderingarna. Utvärdering av undersökningarna har genomförts i form av översiktliga eller fördjupade riskbedömningar för dessa glasbruk. Riskklassning med MIFO-metoden har gjorts som jämförelse med den föreslagna metodiken för ett glasbruk. Erfarenheter från projekt Ruda-Högsby, främst vad gäller resultat av laktester på deponimaterial och glas från Ruda glasbruk har beaktats vid bedömningarna. I samband med arbetet med riskbedömning och metodikutveckling har även följande inledande arbetsmoment ingått: fältbesiktning av fem glasbruk, upprättande av objektsbeskrivning, framtagande av undersökningsprogram samt planering och utformning av laktester. En sammanfattning av upprättade objektsbeskrivningar och undersökningsprogrammet återfinns i denna rapport, huvudsakligen i bilagor medan fullständiga redovisningar finns i separata rapporter (Objektsbeskrivningar vid Pukeberg, Åfors, Målerås, Bergdala och Björkå upprättade av Envipro och Kemakta). 4

6 Inledande sammanfattning av metodiken Den metodik som använts i det aktuella uppdraget för undersökningar och utredningar vid glasbruk redovisas i form av ett aktivitetsschema i figur 1.1. Metodik för undersökning och riskbedömning av glasbruk Tidigare utredningar Fältbesiktning Historisk materialflödesanalys Fältkampanjer provtagning Planering av laktest Kontakter med lab Analyser Laktester Fältmätningar och observationer Sammanställning av analyser Tolkning och utvärdering Föroreningsnivå Utbredning Lakbarhet Hydrologiska fältdata Hydraulisk utvärdering och kvantifiering Flux Spridningsvägar Recipienter, brunnar Utspädning Objektsbeskrivning Undersökningsprogram Kvalitetsgranskning Spridningsförutsättningar och kvantifiering Exponeringsscenarier Bedömningsgrunder Miljökvalitetsnormer (MKN), gränsvärden, etc. Riskbedömning - Miljö och hälsa Översiktlig (MIFO, jmf bedömninggrunder etc) Fördjupad (platsspecifika riktvärden etc) Figur 1.1 Metodik för undersökningar och riskbedömningar vid glasbruk redovisat som ett aktivitetsschema. 5

7 Metodiken består av ett antal moment som beskrivs i denna rapport. I följande avsnitt sammanfattas det underlagsarbete som genomfördes i det aktuella uppdraget och slutsatser redovisas vad gäller tillämpningen av de använda metoderna i en generell metodik. Underlagsarbetet som ligger till grund för metodikutvecklingen redovisas i ett antal bilagor (Bilaga 1-6). Arbetsmomenten i metodiken kan sammanfattas med följande: Upprättande av en objektsbeskrivning. Objektsbeskrivningen baseras på en sammanställning av tidigare utredningar, tillgängligt historisk material och verksamhetsbeskrivningar samt resultat av fältbesiktningar. Objektsbeskrivningen behövs för att kunna formulera förutsättningarna för riskbedömningen, dvs kunna identifiera viktiga föroreningar och spridnings- och exponeringsvägar som skall beaktas i riskbedömningen samt identifiera föroreningsrecipienter. Objektsbeskrivningarna sammanfattas i kapitel 2 samt i redovisas utförligt i bilaga 1. Upprättande och genomförande av ett undersökningsprogram. Undersökningsprogrammet består av flera delar med olika syften: - Karakterisering av föroreningsbilden vid det aktuella objektet. Undersökningarna består huvudsakligen av fältmätningar, hydrologiska undersökningar, provtagning samt kemisk analys av deponiavfall, jord, ytoch grundvatten, mm. Undersökningsprogrammet som utfördes på de fem utvalda objekten sammanfattas i kapitel 3, och beskrivs i mer detalj i bilaga 2. - Karakterisering av de förorenade massorna (avfall och förorenad jord) med avseende på egenskaper som påverkar spridning och toxicitet av föroreningarna. Detta arbete sammanfattas i kapitel 4 och redovisas mer utförligt i bilaga 3. - Upprättande av en hydrologisk beskrivning av området för att kunna identifiera och kvantifiera spridningsvägar för föroreningar. De genomförda hydrologiska utredningarna sammanfattas i kapitel 5 och redovisas utförligt i bilaga 4. Utvärdering av resultaten från undersökningsprogrammet i form av en riskbedömning. Riskbedömningen tar hänsyn till föroreningsbilden och de förorenade massornas egenskaper, spridning av föroreningar, exponeringsförhållanden för människor och recipientmiljöer samt hälso- och miljöpåverkan av föroreningarna. En sammanfattning av olika typer av riskbedömningsmetoder, samt exempel på deras tillämpning på de utvalda objekten återfinns i bilaga 5. Riskbedömningar kan ligga till grund för bedömning av risker i nuläget, i framtiden, framtagning av åtgärdsmål, uppskattning av åtgärdsbehovet och framtagning av åtgärdsförslag. Den föreslagna riskbedömningsmetoden beskrivs i kapitel 6. I kapitel 7 dras slutsatser och ges rekommendationer för användning av den föreslagna metodiken i sin helhet omfattande objektsbeskrivning, fält- och laboratorieundersökningar, avfallskarakterisering samt riskbedömning och bedömning av åtgärdsbehov. Slutligen förs en diskussion kring vad som bör beaktas inom ramen för en riskvärdering för eventuella åtgärder vid glasbruken. 6

8 Objektsbeskrivning 2.1 Historik och verksamhetsbeskrivning De huvudsakliga råvarorna vid glasframställning är kvartssand, kalciumkarbonat (kalk), natriumkarbonat (soda), kaliumkarbonat (pottaska) och blymönja. De föroreningar som generellt är av störst vikt vid glasbruk är bly (Pb), arsenik (As) och kadmium (Cd) samt i viss mån även antimon (Sb), barium (Ba), bor (B), fluor (F) och andra tungmetaller. Bly används främst vid framställning av kristallglas (stabilisator), arsenik vid framställning av soda- och kristallglas (luttringsmedel) och kadmium ingår som bas i många färgämnen. Resterande ämnen används som pigment i olika färger. Mer information om hanterade ämnen ges i bilaga 1. Avfallet från glasindustrin utgörs av glaskross/skärv, råvaruspill/mängspill, sliperiavfall, rester från syrapoleringen, avskiljt slam från reningsanläggningar samt avskiljt stoft från filter vid rökgasrening och sotning. 2.2 Val av objekt För det aktuella uppdraget har fem glasbruk valts ut för undersökningar. Dessa är Åfors, Målerås, Pukeberg, Björkå och Bergdala som alla ligger i Kalmar och Kronobergs län. Pilotobjekten har valts ut för att de bedömts ge en representativ bild av glasriket med hänsyn till hanterade ämnen, lokalisering, verksamhetsstatus (i drift eller avslutade), mm. Eventuell befintlig information om föroreningsnivån vid de olika bruken beaktades inte vid urvalet. Fördjupade studier rörande grundvattenanalyser samt platsspecifika riskbedömningar har utförts för Pukeberg och Åfors. Valet av dessa grundades främst på att: Bruken representerar två olika exponeringssituationer - Pukeberg: spridning via grundvatten till en större ås (Nybroåsen) i vilken grundvattnet nyttjas som dricksvatten. - Åfors: spridning mot ytvatten (Lyckebyån) som ett par kilometer nedströms är av riksintresse för naturvården. Det förutsattes till viss del kunna gå att utnyttja tidigare undersökningar som gjorts vid bruken och det fanns god grundkunskap om områdena, bl a vid länsstyrelsen. En bred användning av olika ämnen har förekommit vid glastillverkningen. Syftet har inte primärt varit att värdera de fem pilotobjekten eller att utarbeta åtgärdsplaner, detaljerade riskbedömningar och ansvarsutredningar för dessa. Tonvikten har istället lagts på identifiering av generella frågeställningar som har primär bäring på glasindustrin och som belyser samband och likheter mellan glasbruken. 2.3 Objektbeskrivningar Korta beskrivningar av de utvalda glasbruken återfinnas i Bilaga 1. En mer detaljerad objektsbeskrivning för Åfors, Pukeberg, Målerås, Bergdala och Björkå finns i en separat rapport som upprättades hösten 2002 av Envipro och Kemakta baserat på underlag från tidigare undersökningar och sammanställningar. 7

9 En jämförelse av platsbeskrivningarna vid de olika bruken visar på olika förutsättningar vid varje bruk. Marken runt bruksbyggnaderna ( bruksmarken ) varierar något med avseende på jordmån, och består till varierande grad av fyllnadsmassor och normaltäta jordarter. Bruksmarken består till varierande grad av hårdgjorda/asfalterade ytor. Övriga ytor utgörs av grus eller gräs-, sly- eller skogsbevuxen mark. Vid några av glasbruken har enstaka utsläppspunkter kunnat identifieras, t ex diken och utsläppspunkter för slipslam eller slipvatten. Deponierna i anslutning till bruksbyggnaderna kan bestå av en stor deponi eller flera små deponier och är ibland svåra att i detalj avgränsa. Deponiområdenas hydrologiska förhållanden varierar; deponier finns både i våtmarker och på torr skogsmark. Deponierna är delvis öppna men ofta täckta med grus eller med andra massor. Deponiområdena och deras närområden är generellt bevuxna med gräs och sly. Deponierna är generellt relativt flacka och har liknande topografi. Avvattning sker ofta mot ett närliggande vattendrag. Vattenströmningen genom deponierna är vanligen infiltrationsstyrd men de undre delarna av avfallet ligger ofta under grundvattenytan. Vattendragen som ligger nära bruksområdena varierar både i karaktär och i naturvärde. Vid två av bruksområdena har vattendrag med mycket höga naturvärden identifierats i omgivningen. Från vissa bruk har slipvatten letts direkt ut i ytvattenrecipienterna. En separat brunnsinventering har gjorts som redovisas i bilaga 1. Enligt uppgifter från kommunerna är fastigheterna i omgivningen till tre av de fem utvalda objekten troligen anslutna till det kommunala dricksvattennätet. Undantag kan dock förekomma. På ett av dessa bruksområden finns en brunn från vilket bruket tar industrivatten. I omgivningen runt två andra bruk finns bergborrade eller grävda brunnar som försörjer en eller flera fastigheter med vatten. Skillnaden mellan bruken med avseende på förhållanden inom bruksområdet och dess omgivningar leder till olika hydrologiska förutsättningar och olika förutsättningar för föroreningsexponering av människor och recipientvattendrag. Detta betyder att det är svårt att göra generaliserande antaganden för glasbruken med avseende på dessa egenskaper. Metoder för bedömning av spridning behandlas vidare i kapitel 5 (och bilaga 4) och metoder för bedömning av föroreningsexponering av människor och miljön diskuteras vidare i kapitel 6 (och bilaga 5). 2.4 Tidigare utförda undersökningar Tidigare undersökningar vid utvalda bruk En sammanfattning av tidigare utförda fältundersökningar och provtagningar vid de fem studerade glasbruken finns i Bilaga 1. Tidigare undersökningar har visat att förhöjda halter av vissa metaller kan förekomma i både bruksmark, deponier, grundvatten och ytvatten. Förhöjda halter förekommer dock inte i alla prov, vilket tyder på en inhomogen föroreningssituation i bruksmark och deponier. Det tyder även på att skillnader förekommer med avseende på spridning av föroreningar till grundvatten och ytvatten. I tidigare analyserade grundvattenprov inom de aktuella bruksområdena förekommer generellt förhöjda halter av bly och arsenik och förhöjda halter av bor och barium är också vanliga. I vissa prov förekommer kadmium, antimon och fluor. Förhöjda halter nedströms deponierna har observerats vid vissa bruk, men inte vid alla. 8

10 Förhöjda halter arsenik, bly och barium har analyserats i prov från bruksmark, speciellt i områden där processvatten tidigare har infiltrerats, eller vid andra punkter där utsläpp av föroreningar har förekommit. Föroreningshalterna i nedströms liggande ytvattenrecipienter har varierat i de tidigare undersökningarna. Analys av vattenmossa i ytvattenrecipienterna för några glasbruk har visat höga halter av arsenik, bor, bly, barium och kadmium. Förhöjda bly- och arsenikhalter i recipienterna för dessa bruk har också observerats. Lakbarheten av arsenik, antimon och bly har tidigare undersökts i jord från två av de undersökta glasbruken. Lakbarheten visade sig vara ganska hög, men varierande. Vid ett bruk var mellan 4-40% av totalhalten arsenik och mellan 1,6-4,2% av totalhalten bly lakbar. Vid ett bruk var ca 10% av totalhalterna As och Sb lakbara. Vid länsstyrelsens inventering av förorenade områden i länet, MIFO fas 1, placerades de fem aktuella objekten i riskklass 2, se även bilaga Undersökningar vid andra glasbruk samt laktester vid GLAFO Tidigare utförda undersökningar vid andra glasbruk än de fem som valts ut i detta projekt stöder ovanstående resultat och visar sammantaget att halterna av arsenik, bly, kadmium, zink, barium och antimon är förhöjda i mark och grundvatten vid glasbruken, se även bilaga 1. Laktester har tidigare utförts vid Glasforskningsinstitutet, GLAFO, på mängavfall i pulverform respektive nedsmält glas. Undersökning av lakbarheten på glas visade bl a att den utlakade mängden bly är proportionell mot glasets blyhalt och att den totala utlakade mängden bly vid lågt ph är liten för krossat material (0,1-2 mm) och mycket liten för glas i styckebitar. Resultaten indikerar att finkrossat material lakar ut 8-18 gånger mer bly än glas i styckebitar (ph 4,3). Utlakningen bedömdes vara konstant efter ungefär en vecka (se utförligare resultat i bilaga 1). Resultat från tidigare lakningar vid Ruda Glasbruk (Projekt Ruda-Högsby, se bilaga 1) har till viss del beaktats vid utvärderingen av avfallet och den förorenade jordens lakbarhet, se kapitel 4. Lakförsöken har bland annat visat att föroreningar i glas kan lakas ut i samma omfattning som föroreningar i blandat deponimaterial från glasavfallsdeponier. Detta gäller dock inte arsenik. 2.5 Slutsatser för utformning av undersökningsmetodiken Platsbesöken på glasbruken och de upprättade objektsbeskrivningarna har använts för att upprätta en provtagningsplan och för att planera utformningen av laktester (se Undersökningsprogrammet i rapporten Detaljerad provtagningsplan för undersökning vid fem utvalda glasbruk, Kemakta 2002). Bland annat har följande faktorer beaktats vid utformning av lämplig metodik för undersökningar vid glasbruk: - Verksamhetshistoria, platsbeskrivning: har använts för lokalisering av provtagningspunkter i anslutning till tänkbara hot-spots, dvs ställen där höga halter i marken pga spill, rening mm kan förväntas (t ex mängkammare, slipkistor, mm). - Omgivnings/recipientbeskrivning: har använts för bestämning av lämpliga provtagningsmedier (avfall, bruksmark, sediment, ytvatten) beroende på 9

11 hydrogeologin inom och utanför de aktuella områdena, förekomst av brunnar och ytvattenrecipienter i omgivningen, mm. - Kemikaliehantering, processhistoria: har gett information om vilka ämnen som bör undersökas och analyseras i mark och vatten. Genomgången visade att ett stort antal ämnen har använts vid bruken, vissa mer eller mindre glasbruksspecifika. Detta föranledde bredspektraanalyser av ett större antal ämnen för att även inkludera mer speciella/ovanliga ämnen. - Genomgång av befintlig information om avfallsmaterial och fyllnadsmaterial vid bruksbyggnaderna: har använts för att klargöra hur provtagning och förbehandling av jord/avfallsprov bör utföras (sållning, analys av olika fraktioner, mm). Bland annat fastställdes att en viss andel av det glas som siktas bort bör återläggas inför kemiska analyser på laboratorium för att få en heltäckande bild av föroreningsnivån. Glaset förekommer ofta i något större bitar/skärv. - Genomgång av befintlig information om glas, hanterade ämnen, kemisk uppbyggnad, mm: har använts för val av kemiska tester för beskrivning av lakbarheten hos glas. Laktester (skaktester, kolonntester och mättnadstester) samt tester med sk laser ablation-teknik befanns vara de bästa metoderna för att ge en bild av lakningsförloppet och graden av utlakning från glas/deponimaterial. - Vissa av ovanstående laktester bedömdes även krävas på förorenad fyllnadsjord runt bruksbyggnaderna för klargörande av lakbarheten även i detta material. Genomgången av tidigare undersökningar av marken på själva bruksområdet (ej deponierna) har visat på förekomst av föroreningar i mark och grundvatten även där. 10

12 Utförda undersökningar och fältarbeten 3.1 Undersökningar vid fem utvalda glasbruk hösten Undersökningsprogram Ett program för fältprovtagningar och analyser planerades och utfördes vid de fem utvalda objekten. Upplägget beskrivs i ett separat undersökningsprogram (Kemakta och Envipro, se separat rapport). Provtagningen omfattar ett basprogram för samtliga bruk och ett specialprogram för två utvalda objekt (Åfors, Pukeberg). Utfört undersökningsprogram och kartor med analyserade provtagningspunkter i olika medier för samtliga fem bruk ges i bilaga 2. Vissa ändringar jämfört med planerat upplägg skedde i fält i samband med provtagningen och i samband med utförandet av tester på laboratorium, se bilaga 2 och 3. En redovisning av samtliga analysresultat ges i tabeller i bilaga 5 samt i bilaga 6 (analysprotokoll). Undersökningsprogrammet har även omfattat planering och utförande av laktester. Dessa tester beskrivs i detalj i bilaga Kemiska analyser Kemiska analyser har utförts på fyllnads- och deponimaterial, grundvatten inklusive deponivatten, ytvatten och sediment. I analysprogrammet ingår ämnen som direkt kan hänföras till glasbruksverksamheten, främst arsenik, bly, kadmium, antimon, barium, zink och bor. Ett urval av ämnen som koppar, kobolt, fluor, selen, tenn, uran, cerium, praseodym, m fl har också analyserats. På samtliga bruk har ett par bredspektraanalyser av flera metaller utförts. Analys har skett vid Analytica och GLAFO, (se tabell B2.2, bilaga 2). 3.2 Resultat av undersökningsprogrammet Uppmätta halter i prover tagna i deponerat material, mark runt bruksbyggnader ( bruksområden / bruksmark ), grundvatten (inklusive deponivatten), ytvatten och sediment vid de fem undersökta glasbruken redovisas i bilaga 2. För en fullständig redovisning av samtliga analyserade halter hänvisas till tabellerna B2.4-B2.5 i bilaga 2. Kortfattade kommentarer till de uppmätta halterna ges i följande avsnitt. En statistisk behandling av analysresultaten för samtliga fasta prov från de fem glasbruken finns i bilaga Deponimaterial och glas För arsenik varierar halterna mellan cirka 10 mg/kg och mer än mg/kg. Halterna varierar mellan bruken. Även mellan prov inom en och samma deponi är variationen stor. Arsenikhalterna i deponiprov från bruket med den lägsta genomsnittliga halten varierar mellan 0,32 och mg/kg, medan arsenikhalterna i deponiprov från bruket med den högsta genomsnittliga halten varierar mellan 152 och mg/kg. Blyhalterna varierar från knappt 10 mg/kg till nära mg/kg. Liksom för arsenik är variationen inom deponierna stor. Blyhalterna i deponiprov från bruket med den lägsta genomsnittliga halten varierar mellan 7,62 och mg/kg, medan blyhalterna i 11

13 deponiprov från bruket med den högsta genomsnittliga halten varierar mellan och mg/kg. Beräknade medelhalter av arsenik och bly vid de undersökta bruken redovisas i tabell 3.1. Tabell 3.1 Medelhalter av arsenik och bly vid de undersökta bruken Medelhalt arsenik (mg/kg TS) Medelhalt bly (mg/kg TS) Bruk Bruk Bruk Bruk Bruk Bly och arsenikhalterna är korrelerade i det att bruket med lägst medelhalt arsenik också har lägst medelhalt bly och de två bruken med mycket höga arsenikhalter också har mycket höga blyhalter. Bor som används som råvara för vissa typer av resistent glas återfinns endast sporadiskt i det deponerade materialet och vanligen i låga halter mellan 20 och 40 mg/kg. Barium uppvisar relativt lika halter vid de undersökta glasbruken. Medelhalterna varierar mellan and mg/kg. Den lägsta uppmätta halten är 677 mg/kg och den högsta uppmätta halten är mg/kg. Kadmiumhalterna är i särklass högst vid ett glasbruk där medelhalten är 274 mg/kg och halterna varierar mellan 2 och 547 mg/kg. Kadmiumhalterna är förhöjda även vid ett annat glasbruk, med en medelhalt på 34 mg/kg. Vid övriga glasbruk är halterna låga. Halterna av kobolt är genomgående låga vid de undersökta bruken vilket är en aning förvånande med tanke på den vanligt förekommande användningen av kobolt för framställning av blått glas. Krom liksom koppar förekommer i höga halter enbart vid ett glasbruk, där medelhalterna är 1880 respektive 1870 mg/kg. Halterna vid övriga bruk ligger på några tiotal mg/kg. Antimon förekommer i högst halter på två glasbruk där medelhalterna är 59 och 90 mg/kg. Den maximalt uppmätta halten är 337 mg/kg. Halterna vid övriga bruk är väsentligt lägre med medelhalter under 13 mg/kg. Uppmätta halter av selen är förhöjda vid ett glasbruk och något förhöjda vid ytterliggare två bruk. För zink indikerar mätningarna förhöjda halter vid främst ett glasbruk, och i viss mån i ytterligare ett glasbruk. Medelhalterna varierar mellan 241 och 3267 mg/kg. Undersökningen visade att förekomsten av mycket höga halter av ett ämne inte nödvändigtvis är korrelerade med höga halter av andra ämnen. Två analyser har utförts på glasbitar från två av de undersökta glasbruken. Resultaten från dessa analyser redovisas i tabell B2.4 i bilaga 2. Halterna av bly var mycket höga i glasbitarna men resultaten av arsenikanalyserna var inte entydiga. I ett av proven var halten mycket låg jämfört med andra fasta prov. Se även analyser på glas genomförda med laser ablation-teknik i bilaga 3 och kapitel 4. 12

14 Utfyllnadsmaterial runt bruken För arsenik varierar halterna från enstaka mg/kg upp till mer än mg/kg. Bruket med de lägsta halterna i deponimaterial har också generellt de lägsta arsenikhalterna i jord från bruksområdena (medelhalt 39 mg/kg). Arsenikhalterna i bruksmark följer också mönstret från analyserna av deponerat material i de två bruken med de högsta halterna (medelhalt 278 respektive 972 mg/kg). Medelhalten vid övriga bruk är 95 respektive 153 mg/kg. Blyhalterna varierar från knappt 10 mg/kg till drygt mg/kg. Även blyhalterna följer delvis mönstret från analyser av deponerat material i det att de två bruken med lägst halter i deponerat material har lägst halter i jord (medelhalter 104 mg/kg och 236 mg/kg). Medelhalterna för övriga glasbruk varierar mellan cirka och mg/kg. Bor som används som råvara för vissa typer av resistent glas återfinns endast sporadiskt i jordmaterialet från bruksområdena och vanligen i låga halter mellan 10 och 65 mg/kg. Barium uppvisar relativt lika halter i marken vid de undersökta glasbruken, med medelhalter mellan 844 och mg/kg. Kadmiumhalterna är högst vid glasbruket med mycket höga halter i deponerat material (medelhalt i bruksmark är 14 mg/kg). Kadmiumhalterna är något förhöjda även vid ett annat bruk (medelhalt 5 mg/kg). Vid övriga glasbruk är halterna låga. Halterna av kobolt är genomgående låga vid de undersökta bruken. Krom liksom koppar förekommer i måttliga halter i bruksmarken vid samtliga bruk och ligger på några tiotal mg/kg, som mest cirka 100 mg/kg. Antimon förekommer i halter upp till 12 mg/kg. I markprover från två bruksområden förekom inga detekterbara halter. Vid övriga bruk är halterna relativt lika, med en högsta medelhalt på 9 mg/kg. Selen har genomgående låga halter. För zink indikerar mätningarna förhöjda halter i bruket där högst halter uppmättes i deponerat material. Relativt likvärdiga och måttliga halter uppmättes vid övriga glasbruk. Fler slutsatser från analyserna som gjorts i deponi- och fyllnadsmaterial ges i kapitel 4 avfallskarakterisering Jämförelse av uppmätta halter i dubbelprov Uppmätta halter vid upprepade analyser på prov från samma provpunkt och djup (men olika burkar eller mättillfälle) visar på stora variationer (se bilaga 2). Variationerna tros bero på att: - stora heterogeniteter förekommer i deponi- och utfyllnadsmaterialet. - en liten provmängd används för analys vilket får större effekt på resultatet i ett heterogent provmaterial. - en varierande mängd glas återförts efter siktning, innan utförande av kemisk analys (subjektiv bedömning av representativitet vid provberedning). 13

15 Uppmätta halter i grund- och ytvatten samt sediment Grundvattenhalter som uppmätts vid provtagningen av de fem glasbruken redovisas i tabell B2.5 i bilaga 2. Beräknade genomsnittshalter presenteras även på kartor i figurer i bilaga 2. Resultaten har sammanställts för vart och ett av de analyserade grundämnena. Analyser har utförts både på grundvatten tagna i rör som installerats i deponerat material, invid bruksbyggnaderna samt nedströms de studerade glasbruken. Som exempel kan nämnas att medelhalten för arsenik i samtliga grundvattenprov är cirka 120 µg/l. I bilaga 2 redovisas även av uppmätta halter i ytvatten och sediment. En utvärdering av de uppmätta halterna görs i kapitel 6 och bilaga Slutsatser Hypoteser I projektet studeras på ett övergripande sätt hur förekomst och halter av föroreningar varierar dels inom respektive glasbruksområde dels hur dessa varierar mellan olika glasbruk. För att kunna bedöma om en generell metodik för glasbruk är lämplig, måste likheter/skillnader i föroreningshalter och sammansättning mellan glasbruk uppskattas. För den eftersträvade generaliseringen av studierna ställdes i projektets inledande planeringsskede upp en hypotes att variabiliteten mellan olika glasbruk är mindre än variabiliteten mellan prov tagna på olika platser vid ett och samma glasbruk. Denna hypotes har testats mot de erhållna analyssvaren vilket redovisas i detalj i bilaga 3. Av vikt för bedömningen av riskerna med föroreningar inom glasbruken är även i vilken form miljöfarliga ämnen föreligger i glasavfallsdeponier och förorenat fyllnadsmaterial. Stora glasbitar medför t ex en mindre exponeringsrisk än finkornigt slipslam. Föroreningar som utgörs av eller sitter adsorberat på finkornigt material har vidare större förutsättningar att spridas till omgivningen med grund- och ytvattnet. Observationer och bedömningar av materialinnehåll, partikelstorlekar, glasinnehåll, etc i deponier och bruksmark på olika bruk har gjorts av länsstyrelsen, som var ansvariga för fältprovtagningen, och redovisas i bilaga 3, avsnitt B Sammanfattande bedömning Nedan ges en sammanfattande redovisning av resultat och slutsatser från avfallskarakteriseringen: Flera ämnen har uppmätts i höga halter i olika medier vid samtliga bruk, främst As, Pb, Sb samt Cd, Zn, B, och Ba. Genomsnittshalterna i deponierna vid tre av bruken är mg As/kg och drygt mg As/kg på de två övriga. Höga halter har påträffats i deponimaterial men även i fyll/jord från bruksmark. Höga halter har uppmätts i deponivatten, i vissa fall dock högre runt bruksbyggnader. Vissa analyser inom bl a deponiområden visar låga halter i nivå med naturlig bakgrundshalt för arsenik. Hypotesen att variabiliteten inom ett enskilt bruk är högre än variabiliteten mellan olika bruk kan inte styrkas. 14

16 Föroreningssituationen i mark runt glasbruken indikerar att även denna kan komma att bli föremål för åtgärd, inte enbart glasdeponierna. Metod för förbearbetning av prov samt val av kemisk analys har viss påverkan på analysresultat. Detta påverkar dock inte slutsatsen att halterna av vissa ämnen är mycket höga i deponier och bruksmark. Det bedöms att de kemiska analyser vid olika laboratorier som användes i detta uppdrag även kan användas för framtida undersökningar av glasbruk. Man bör dock vara medveten om påverkan av provberedningen och val av analysmetod på resultaten vid jämförelse med riktvärden i samband med riskbedömning. Ett rimligt antal analyserade prover enligt utfört provtagningsprogram ger ett fingeravtryck som indikerar den aktuella föroreningsnivån vid ett specifikt glasbruk. Iakttagelsen att halterna i deponi- och bruksmark följs åt indikerar att föroreningsnivån påverkats av vad som tillverkats liksom av de metoder och rutiner för materialhantering som använts vid respektive bruk. 15

17 Karakterisering av jord och avfall Vid klassificeringen av avfallet har dess har kemiska sammansättning, totalhalter, och lakbarhet beaktats. Dessa uppgifter behövs för att kunna kvantifiera parametrar som representerar innehållet och tillgänglighet för spridning av föroreningar. Totalhalterna i mark-, deponi- och vattenprov har redovisats i kapitel 3 samt i bilaga 5 (tabell B5.10- B5.12). 4.1 Bedömning av lakbarhet med laktester Utförda laktester En viktig faktor för bedömning av riskerna med föroreningssituationen vid glasbruk och deponier är graden av spridning till yt- och grundvatten både i dagsläget och på sikt. För att klargöra glasavfallets lakbarhet har ett antal laktester utförts. Laktester har utförts på olika representativa avfallstyper, bl a glasavfallsmaterial från deponierna och förorenad mark/fyll runt bruksbyggnaderna (ibland delvis utfyllt med glasavfall). Tre olika typer av laktester har utförts: tvåstegslakningar (skaktest), kolonntest (perkolationstest) och sk mättnadsupplösningstest. Skaktester enligt EN och kolonntester enligt pr EN utgör standardlaktester som enligt EU-direktiv skall användas för avfallskarakterisering och vid jämförelse med gränsvärden för deponering av avfall. Kolonntester utförs vid låga L/S-tal (förhållande vatten-fast prov) som successivt ökar och ger bättre representation av utlakningsförloppet i en deponi. Kolonntesterna kan utnyttjas för att bedöma tidsaspekten vid utlakningen av ämnen från glasavfallet. Mängden vatten som passerar genom materialet beskriver hur lång tid som krävs för att laka ur ämnen ur materialet. Skaktest och kolonntest förutsätter en snabb frigörelse av föroreningar ur det fasta provet till vattenfasen för att ge en rättvisande bild av lakningsegenskaperna. Mättnadsupplösningstesterna syftar till att beskriva vilka halter som under en längre tids lakning kan erhållas då föroreningarna närmar sig sin löslighetsgräns. Testerna avser att ge en mer rättvisande bild av lakningsegenskaperna hos material med kraftigt fördröjd frigörelse (t ex glas). Dessa tester utförs med en längre kontakttid än de snabbare skaktesterna. Mättnadsupplösningstester på deponimaterial (blandat fyll, glas, mm) utfördes på två olika kornstorleksfraktioner; < 2mm samt > 2mm. Uppmätta halter i lakvätskor, beräknade utlakbara mängder och uppskattningar av fördelningskoefficienter (K d -värden) har använts för bedömning av lakbarheten i förorenat jord och avfall. Viktiga slutsatser sammanfattas i avsnittet nedan. Laktesterna och provberedningsförfarandet beskrivs i mer detalj i bilaga 3 samt i undersökningsprogrammet (bilaga 2) Sammanfattande bedömning Styrande faktorer och definition av Kd-värde Utlakningen av föroreningar från förorenad jord och avfall påverkas generellt av olika redoxförhållanden, ph-värden och hur utlakningsförloppet ser ut över tiden. Innehållet av oxiderande föreningar i avfallet (t ex, oxider) kan styra redoxsituationen i avfallet trots reducerande förhållanden i omgivningen. 16

18 Glastillverkningskemikalier utgörs till stor del av relativt lättlösliga alkaliska föreningar (natrium- och kaliumkarbonater eller hydroxider) som kan ge upphov till laklösningar med höga ph-värden. Vid kraftiga förhöjda ph-värden ökar lakbarheten/mobiliteten av många ämnen i glaset/avfallsmaterialet (t ex As, Sb, vissa metaller pga bildning av lösliga hydrolyskomplex). Efter en initial ph-höjning och snabb utlakning av alkaliska föreningar sjunker ph successivt och därvid kan mobiliteten av föroreningar minska. En utvärdering av beräknade lakbara mängder och K d -värden för glas, deponimaterial samt fyllnadsmaterial innehållande glas har gjorts för material som provtagits vid de utvalda bruken. K d -värden definieras som kvoten mellan halten av ett ämne i fast fas och halten av samma ämne i en lösning som jämviktats med det fasta materialet. Man kan betrakta K d -värdet som en fördelningskoefficient för ämnet mellan det fasta materialet och vattenfasen: K d ( l / kg) = Halt i fast fas ( mg / kg TS) fas ( mg / l) Halt i löst I deponerat avfallsmaterial ger K d -värdet en indikation på hur lakbart avfallet är. Om K d -värdet är högt innebär det att ämnet har en hög tendens att bindas till det fasta materialet, vilket samtidigt innebär att det är mycket litet av ämnet som finns i lösningen. Ämnet är därmed svårlakat. Om K d -värdet är lågt tenderar ämnet att finnas i vattenfasen och lösligheten är hög - ämnet är då lättlakat. Om det inte råder jämvikt mellan fastfasen och lösningen så ger K d -värdet en skev bild av lakbarheten. När man betraktar spridning av lösta ämnen i mark används samma definition av K d - värdet. I detta fall kommer dock K d -värdet att innebära att en fastläggning sker av ett ämne i det fasta markmaterialet, något som leder till att transporten fördröjs. Om ett ämne är helt vattentroget, dvs då K d -värdet är noll, sker ingen fastläggning alls och det finns ingen fördröjningseffekt. Ämnet transporteras då lika snabbt som vattnet genom marken. Vid höga K d -värden är fastläggningsgraden hög och fördröjningen stor. Vid låga K d -värden är fastläggningen låg och fördröjningen liten. På längre sikt mättas jordmaterialet upp till den nivå som ges av K d -värdet och halten i lösning. Fördröjningseffekten upphör då och man kan säga att markens kapacitet att fördröja utsläppet har förbrukats. Jordmaterialet kommer härefter att utgöra en potentiell källterm. Slutsatser Följande slutsatser har dragits angående lakbarheten, dvs graden av frigörelse, i material med olika ursprung: Variationer/likheter inom ett och samma bruk kan ej bedömas eftersom laktester endast har genomförts på ett prov per deponi respektive bruksmark. Variationer mellan olika bruk har observerats: fastläggningsgraden är högre (högre K d ) i deponimaterial från ett av de undersökta bruken främst för As, Sb, B och S. Detta stöds i stort även av resultaten från kolonntesterna. Tester på fyllnadsmaterial från bruksmark vid detta bruk uppvisar dock lägre lakbarhet av Pb och Cu än tester på samma typ av material från det andra bruket. Förekomst av organiskt material bedöms kunna påverka resultaten. 17

19 Beräknade K d -värden i bruksmark är generellt högre än i deponimaterial, utom för As vars K d är ungefär lika högt i båda medierna. För antimon och arsenik är lakbarheten högre i krossat glas än i blandat deponimaterial/fyllnadsmaterial. Detta trots att låga totalhalter uppmätts i glaset. Detta indikerar att lakbarheten är högre i glas än i glas blandat med annat material där föroreningar eventuellt skulle kunna bindas till partikelytor i jorden. Resultaten är något förvånande och bör prövas vid framtida provtagningar och laktester vid glasbruken. Mättnadsupplösningstest på glas uppvisar förhöjda halter av As, Pb och Sb i eluaten. Testerna visar att den utlakade andelen förorening är 0,8-1% för antimon och 0,4-0,7% för arsenik. Detta indikerar en relativt hög lakbarhet i glas. Lakning (mättnadstest) på deponimaterial uppvisar förhöjda halter i eluat av främst As, Sb, Pb i båda storleksfraktionerna. Lakbarheten i deponimaterial tycks vara lägre i den större fraktionen; >2mm än i fraktionen < 2mm (lägre utlakad mängd, högre K d ). För krom och zink gäller det omvända. Totalhalten är ungefär lika i båda fraktionerna, i vissa fall högre i fraktionen 2-4 mm. Kolonntester ger generellt högre K d -värden än skaktesterna på samma material. K d för L/S 2 i skaktest är inte samma som K d för L/S 2 i kolonntest, vilket förmodligen beror på längre kontakttid i kolonntesten. Det rekommenderas att även fortsättningsvis använda platsspecifika laktester för bedömning av lakbarheten i det aktuella materialet/deponin (i första hand skaktester enligt EN ). 4.2 Bedömning av lakbarhet från uppmätta halter Jämte K d -beräkningar från laktester har beräkningar från uppmätta halter i grundvatten och jord/avfall utförts. Dessa redovisas i bilaga 3. K d -värden beräknade utifrån uppmätta halter, så kallade in-situ Kd-värden, i fält är något högre än K d -värden beräknade från laktester eller ligger i samma storleksordning. Värdena stöder laktesternas resultat men har inte använts för spridningsberäkningar pga de osäkerheter som fältmätningar kan ge upphov till (korrelation mellan analyserad jordhalt och grundvattenhalt, stor variabilitet i uppmätta halter i fasta prov, variation av grundvattnets halt och flöde med tiden, mm). Valda K d -värden för framtagande av platsspecifika riktvärden har tagits från laktesterna. Eftersom dessa är lägre än in-situberäkningarna bedöms risken att underskatta lakbarheten vara mindre. I bilaga 3 redovisas vilka K d -värden som använts som indata för de genomförda riskbedömningarna. 4.3 Bedömning av lakbarhet från analys med laser ablation Utförda tester I syfte att spåra en utlakning av föroreningar från ytan av glasstycken under längre tid har analyser med så kallad Laser ablation-teknik utförts. Prov på glasbitar uttogs dels ytligt dels djupt ner i deponierna. Uttagna glasbitar bröts itu så att en färsk brottyta erhölls. Analystekniken innebär att haltprofiler från ytan och in i materialet kan 18

20 bestämmas med en upplösning av cirka 20 µm. En sammanfattning av resultaten redovisas nedan. Analysresultat för samtliga ämnen ges i bilaga Sammanfattande bedömning Slutsatserna från testerna med laser ablation är att en påtaglig urlakning från glasytan av vissa ämnen kan påvisas i ett av de fyra proven och att ytterligare ett prov indikerar urlakning. Det är främst för arsenik och natrium som urlakning kan konstateras. Det prov som gav den tydligaste signalen är ett prov från djupare delar av deponin, vilket markerar att det är ett äldre prov som legat länge i deponin. För detta prov förefaller utlakning ha påverkat glaset till ett djup av drygt 100 µm. Det kan finnas alternativa förklaringar till de observerade haltprofilerna, exempelvis att glaset redan från början hade en varierande sammansättning. Denna förklaring förefaller mindre trolig vid beaktande av att även natrium, som är en huvudkomponent i mängen, uppvisar samma urlakning nära ytan. Dessa studier ger stöd för slutsatsen att lakning från mindre glasbitar är större än lakning från stora glasbitar (pga större tillgänglig lakyta). 4.4 Klassning för deponering resultat från laktester Standardiserade skaktester och kolonntester (se ovan) har i enlighet med EU-direktiv utförts på material från två bruk och använts för jämförelse med gränsvärden för olika ämnen. Dessa skall beaktas om uppgrävning och deponering av avfall från glasbruken blir aktuell. Resultaten av testerna redovisas mer detaljerat i bilaga 3. Klassningen utifrån KIFS samt RVFs haltgränser för bedömning av om förorenade massor skall betraktas som farligt avfall redovisas i tabell B5.10 i bilaga 5 (uppmätta halter i deponimaterial, fyllnadsmaterial, glas). Enligt Avfallsförordningen (SFS 2001:1063) klassas vissa avfall från tillverkning av glas och glasprodukter som farligt avfall. Det kan noteras att glas i form av glasförpackningar listas som ett av de avfallsmaterial som klassas som inert avfall enligt EUs direktiv i "RÅDETS BESLUT om kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid avfallsdeponier (i enlighet med artikel 16 i, och bilaga II till, direktiv 1999/31/EG (2003/33/EG), Daterat den 19 dec 2002). De testade materialen nedan utgör dock blandmaterial från deponier och bruksmark, dvs innehåller förutom glas/glaskross även slipslam, råvarukemikalier, förorenat fyllnadsmaterial, mm Deponimaterial Kolontesterna som utförts på deponimaterial visar att delar av avfallet vid en eventuell uppgrävning måste placeras på deponier för farligt avfall med avseende på innehållet av i första hand arsenik och antimon. Det finns indikationer om att den lakbara halten av antimon är så hög att acceptanskriterier överskrids och förbehandling i form av t ex stabilisering kan bli nödvändig. Innehållet av bly och kadmium i deponiavfallet föranleder enligt laktesterna deponering på deponier för icke farligt avfall. Även lakningar med tvåstegs skaktest på deponimaterial stöder huvudsakligen ovanstående slutsatser. Vissa av skaktesterna visar dock att även andra metaller kan förekomma i så höga halter att deponering som farligt avfall kan bli nödvändig (Ni, Pb, Cu, Cr, Cd och Zn). För vissa av dessa ämnen överskrids acceptanskriteriet för FAdeponering. Det bör noteras att totalhalten i de lakade proverna är relativt hög för flera metaller (As, Pb, Sb, Zn, mfl). 19

21 Bruksmark Utvärderingen av utförda skaktest på fyllnadsmaterial från bruksområdet på ett par av bruken visade också på förhöjda halter i analyserade eluat, främst av arsenik. Vid jämförelse med EUs acceptanskriterier skulle avfall från ett av bruken kunna placeras på en IFA-deponi med avseende på innehållet av arsenik (totalhalt ca 100 mg/kg). För det andra bruket överskrids dock acceptanskriteriet för IFA-deponering vilket innebär att avfallet skall placeras på en deponi för farligt avfall (totalhalt 390 mg/kg). Innehållet av bly föranleder inte deponering på FA-deponi. 20

22 Spridning av föroreningar från glasbruken 5.1 Undersökning av hydrogeologiska förhållanden Olika hydrogeologiska faktorer är av betydelse för att kartlägga spridningsvägar, exponeringsvägar och tidsförlopp vid glasbruken. En undersökning av förekomst av ytvattendrag, bedömning av gradientbild, jordlagerföljder, tillgängliga data på grundvattennivåer och grundvattenföring, förekomst av grusåsar, diken, dagvattenledningar och kulvertar mm. är nödvändigt för riskbedömningen. Med utgångspunkt från tillgängliga mätdata för nederbörd och avrinning kan en vattenbalans upprättas för det aktuella objektet. Ovanstående har så långt möjligt utförts för de två fördjupningsobjekten inom ramen för föreliggande uppdrag. En kartläggning har även gjorts av befintliga brunnar i objektens närområden och inom de områden som bedöms kunna påverkas av föroreningsspridning (Envipro och Kemaktas objektsbeskrivningar inklusive brunnsinventering). Av vikt för bedömningen av omfattningen av föroreningsspridningen från deponiområden är att klarlägga hur mycket av avfallet som ligger under respektive över grundvattenytan. Infiltrationen styr föroreningsspridningen i markzonen ovanför grundvattenytan och rådande gradienter och markens genomsläpplighet styr omfattningen av spridningen från förorenat avfall under grundvattenytan. För mer detaljerad beskrivning av hydrogeologiska förhållanden vid glasbruk, se bilaga Slutsatser om hydrologiska förhållanden vid glasbruk Spridning av föroreningar sker både genom infiltration och via grundvattenströmning i den mättade zonen. Grundvattenflödet får betydelse för spridning av föroreningar från deponiavfall som ligger under grundvattenytan. Glasavfallsdeponier ligger ibland i utfyllda sankområden vilket innebär att en viss del av den totala deponivolymen ligger under grundvattnet. För de objekt som undersökts inom ramen för detta uppdrag bedöms dock deponimäktigheten vara förhållandevis liten (ca 2-3 meter), vilket innebär att större delen av deponerat material ligger ovanför grundvattenytan. Vid ett av bruken ligger deponin helt över rådande grundvattennivåer. Ovanstående transportprocesser styr även spridningen från förorenade markområden som påträffas runt bruksbyggnaderna. Inom dessa delområden bedöms dock andelen förorening som ligger under grundvattenytan vara mindre. Hot-spots, kasserad mäng, mm bedöms företrädesvis ligga ytligt i jorden. Undersökningar i fält har visat att mindre utfyllnader med glasavfall kan förekomma djupare. Undersökningarna visar att det finns vissa likheter mellan brukens hydrologiska situation, bl a med avseende på hydrauliska gradienter, infiltrationsytor, tvärsnittsytor, flöden mm, dock avviker ett av fem bruk vilket gör att det i dagsläget är svårt att göra långtgående generaliseringar, t ex använda schablonvärden för spridningsförloppen. Om likheter och påträffade samband rörande topografi och grundvattengradienter framledes kan styrkas skulle delar av undersökningsprogrammet t ex installation av grundvattenrör eventuellt kunna förenklas. Det kan också innebära att riskbedömningsmetodiken skulle kunna generaliseras beträffande de delar som berör bedömning av risker med spridning. Baserat på utförda undersökningar konstateras dock i dagsläget att hydrauliska gradienter, infiltrationsareor och tvärsnittsareor till stor del är platsspecifika. 21

23 I tabell 5.1 nedan görs en sammanfattning av de likheter och olikheter som konstaterats rörande glasbrukens hydrologi och som bedöms ha betydelse för föroreningstransporten ut från glasbruksområdena, samt om generella antaganden eller platsspecifika antaganden är lämpligt för riskbedömningen. Tabell 5.1 Viktiga hydrologiska förutsättningar vid glasbruk, och förslag till bedömning av generaliseringar mellan bruk. Hydrologiska egenskaper Kännetecknande för de fem bruken är att alla med ett undantag är belägna invid ett vattendrag. Närheten till vattendrag innebär att det förorenade grundvattnet till största delen kommer att strömma ut i vattendraget då det når utströmningsområdet. Vid ett bruk bedöms spridning till viss del kunna ske till en grusås. För alla bruken med ett undantag finns avfall under grundvattenytan, vilket innebär uppkomst av ett större lakvattenflöde än då lakvattenbildningen endast är infiltrationsstyrd. Grundvattenströmningen har visat sig utgöra ett betydande bidrag till det totala vattenflödet och därmed föroreningsspridningen. Från marken runt själva bruksområdena ligger fyllningen generellt ovanför grundvattenytan vid de undersökta bruken, vilket innebär att transport av föroreningar styrs av infiltrationen. Den hydrauliska gradienten (grundvattenytans lutning) styr storleken av grundvattenflödet och därmed transporten av föroreningar från glasbruksområdena. För alla glasbruk utom ett har gradienten konstaterats variera mellan 0,01 0,02 m/m. För det bruk som avviker är gradienten ca 0,004 m/m (nivåerna följer generellt topografin). Storleken av ytan på deponi respektive bruksområde har betydelse för hur stor mängd vatten som kan infiltrera och bidra till utlakning av föroreningar. Den totala storleken på tre av glasbruken låg mellan m 2 och m 2 medan de två övriga låg mellan m 2 och m 2. Deponiareorna varierade mellan m 2 till m 2. Sammantaget utgjorde deponiytan ca % av den totala ytan för alla glasbruk utom för ett där deponin utgjorde ca 40 %. Infiltrationen påverkar transporten av föroreningar. Antagna värden på deponier (250 mm/år) baseras på infiltration på naturlig mark enligt SGUs hydrogeologiska kartor. Antagen infiltration på bruksmark (100 mm/år) antas vara ett genomsnitt av infiltrationen på hårdgjorda ytor, gräsmattor och vägar etc. Den hydrauliska konduktiviteten, dvs markens genomsläpplighet, är kraftigt styrande för storleken av grundvattenflödet och därmed omfattningen av föroreningsspridningen. Antaget värde på den hydrauliska konduktiviteten i deponierna är m/s och baseras på uppgifter från siktanalyser samt provborrningen där materialet i deponin uppges vara relativt grovt och således genomsläppligt. Värdet på konduktiviteten är förknippat med osäkerheter. Bedömning Platsspecifikt Platsspecifikt Generellt Platsspecifikt, men kan eventuellt komma att generaliseras. Platsspecifikt, men kan eventuellt komma att generaliseras. Generellt Generellt 5.3 Transport av föroreningar från glasbruk Spridningskällor (källterm) De primära föroreningskällorna vid glasbruken utgörs av deponier innehållande glasavfall, naturlig och utfylld mark i anslutning till glasbruken (spill/utsläpp i marken, utfyllnader innehållande glasavfall, etc), hytta och mängkammare, plats för infiltration 22

24 eller avledning av avlopps- och processvatten samt slamdammar/stenkistor för infiltration av slipvatten och sliprester. De största mängderna glas finns i deponierna runt bruken. Lakbarheten hos glasavfallet bedöms vara olika beroende på hur hanterade ämnen föreligger, t ex insmält i en glasmatris i form av stora glasbitar, som glasbitar i finare fraktioner som sönderdelats mekaniskt med tiden, i sliprester eller som rester av råvaror i pulverform. Förr i tiden var misslyckade mängblandningar vanligare varför det är rimligt att anta att det äldre avfallet innehåller mer råvaror. Detta material är troligen mer lakbart än rent glas. Det har dock inte genom provtagningar eller tester gått att dra några kvantitativa slutsatser kring ovanstående. Utförda fältundersökningar, uppmätta grundvattenhalter och laktester har även visat att själva markområdet runt bruksbyggnaderna är mer eller mindre förorenat. Detta beror på att marken ofta är delvis utfylld med glasavfall, att medveten deponering eller att spill av kemikalier har skett. Inom bruksområdena finns ofta uppsamlingsplatser för slipslam (stenkistor, mm) och slam från etsning av glas vilket också bidrar till den sammantagna spridningen av arsenik, bly och andra föroreningar till grundvattnet. Även om deponierna innehåller de största avfallsmängderna var det inledningsvis en hypotes att föroreningarna i marken runt bruken skulle kunna finnas i en mer lakbar form än i det rena glasavfallet. Denna hypotes har inte kunnat styrkas baserat på utförda undersökningar och tester. Uppmätta grundvattenhalter i marken runt bruken är dock i vissa fall lika höga eller högre än i deponierna. En avgränsning av glasavfallsdeponierna på de undersökta bruken samt en bedömning av möjlig föroreningsutbredning runt bruken har gjorts som använts för beräkningar av föroreningstransporten (se kartor i bilaga 2) Föroreningstransport från glasbruk Resultat från laktester, uppmätta halter i jord och grundvatten samt uppskattningar av gradienter, infiltrationsytor och grundvattenflöden har använts för att beräkna transporten av föroreningar från glasbruksområden till omgivningen. De höga halterna i deponimaterialet och i marken på det övriga glasbruksområdet medför, trots begränsad lakbarhet, att halterna i grundvatten är höga för många ämnen. Detta innebär att spridning av föroreningar kan ske från de undersökta bruken och att föroreningarna är tillgängliga för vidare transport och upptag i organismer. Förutsättningarna för spridning är stor på grund av hög genomsläpplighet i avfallsmaterial i deponier samt fyllnadsmaterial. Beräknad transport varierar mycket mellan bruken och är olika stor för olika ämnen. Läckage av arsenik från deponierna varierar från ca ett kilo per år (ett bruk) till mindre än 5 g/år (två bruk) och från bruksmark från ca 300 g/år (ett bruk) till < 60 g/år (två bruk). Mycket stor variation i läckaget påvisas också för antimon, t ex uppskattas transporten från deponierna till mellan 1,6 kilo/år (ett bruk) och < 30 g/år (två bruk). Variationen är också stor för andra ämnen, t ex Pb, Cd, Zn, Cu, B, och Ba. Förhöjda halter nedströms deponiområdena har konstaterats och tidigare undersökningar har i vissa fall uppvisat högre halter i grundvatten än i den föreliggande undersökningen. Föroreningar från deponimaterial som ligger under grundvattenytan bedöms utgöra en betydande del av spridningen. 23

25 Den bedömda spridningen varierar mycket mellan olika bruk. Från ett par av bruken bedöms transporten av alla ämnen vara relativt låg. Uppskattningar av utspädning i närliggande recipienter visar att ytvattenkriterier för miljöskydd inte riskerar att överskridas. Detta stöds av uppmätta halter vid ett av bruken som är låga, dock ses en förhöjning efter passage förbi deponiområdet vid ett bruk. Från vissa av bruken har dock en betydande spridning konstaterats. Ämnen som konstaterats ha en hög transport från områdena på basis av beräkningar från vattenflöden och uppmätta grundvattenhalter uppvisar även hög lakbarhet i utförda laktester (As, Sb, B, Ba och Zn). Det bör noteras att transporten av föroreningar från bruksmark kan vara högre än beräknat. Beräkningar har gjorts med olika infiltration över bruksområdena (se bilaga 4). Om infiltrationen är ungefär lika stor på bruksområden som på deponierna kan transporten vara mellan 1,8 och 2,5 ggr högre (borträknat hårdgjorda ytor, dvs 250 mm används istället för 100 mm som antas för beräkningarna i detta arbete). På lång sikt kan hårdgjorda ytor tänkas minska i betydelse om t ex underhållet upphör. 24

26 Miljö- och hälsorisker vid glasbruk I detta kapitel görs en beskrivning av hur miljö- och hälsoriskbedömningar för glasbruk kan utföras. I bilaga 5 redovisas en genomgång och tillämpning av tillgängliga riskbedömningsmetodiker. I avsnitt 6.2 ges en sammanfattande bedömning av tillämpbarheten av dessa metodiker och vilken metodik som förordas för glasbruken. Avsnitt 6.3 beskriver hur metodiken hanterar miljö- och hälsorisker med glasbruken, bl a ges en beskrivning av exponeringssituationen vid glasbruk samt hur platsspecifika riktvärden bör tas fram. Slutligen görs i avsnitt 6.4 en sammanfattning av de utförda riskbedömningarna för de fem glasbruken och vilket åtgärdsbehov som föreligger. 6.1 Metoder för riskbedömning av förorenade områden I en riskbedömning identifieras och kvantifieras de risker ett förorenat område kan ge upphov till. Detta innebär en uppskattning av Vilka föroreningar som förekommer och deras hälso- och miljöeffekter Halter och mängder av föroreningar Risken för spridning till omgivningen via luft, grundvatten eller vattendrag Risken för hälso- och miljöeffekter i dagsläget och i framtiden. Riskbedömningar kan göras på olika nivåer beroende av syfte och omfattning av dataunderlag, t ex: riskklassning, förenklad riskbedömning och fördjupad riskbedömning. En kortfattad beskrivning av riskbedömningar på dessa nivåer finns i bilaga 5 liksom exempel på tillämpning av metoderna vid de fem utvalda bruken. 6.2 Slutsatser angående lämplig metodik för glasbruk Ett förslag till lämplig metodik för riskbedömning av glasbruksområden har tagits fram efter genomgång och utvärdering av tillämpningen på utvalda glasbruk med befintliga metoder; riskklassning samt förenklade och fördjupade riskbedömningsmetoder. Riskklassningen med MIFO-Fas 2 metoden som gjorts för ett glasbruk inom detta uppdrag bekräftade klassningen som gjordes med MIFO-Fas 1. Bruksområdet klassades i riskklass två. Deponiområdet riskklassas däremot i riskklass 1 istället för riskklass 2, på grund av stora mängder föroreningar med mycket hög farlighet samt ett mycket känsligt recipientvattendrag. Den tidigare klassningen enligt MIFO-Fas 1 av de fem utvalda glasbruken, där alla bruk placerades i riskklass 2, illustrerar att denna metod är en ganska grov riskklassningsmetod. Eftersom metoden inte är kvantitativ, är det svårt att prioritera mellan objekt i samma riskklass, eller mellan delobjekt inom samma område. Riskklassningsmetoden enligt MIFO tar inte hänsyn till skillnaden mellan ämnen med mycket hög toxicitet och ämnen med hög toxicitet, och kan inte heller ta hänsyn till skillnader i tillgängligheten av ämnen för transport eller upptag i biologiska system. Riskklassningen är svårt att genomföra för många ämnen eftersom lämpliga bedömningsgrunder inte är tillgängliga. Riskklassning kan inte heller göras för lämpliga kemiska former för alla ämnen som ingår i denna studie. Eftersom bedömningar av spridningsförutsättningarna inte är kvantitativa, kan metoden bara indikera om risker för recipientekosystem eller människor finns. Det är inte möjligt att med riskklassning 25

27 uppskatta halter i recipienterna eller göra en bedömning av medföljande ekologiska effekter. Det ingår inte heller att ta hänsyn till specifika förhållanden vad gäller exponering av människor, t ex exponering genom ett fåtal kritiska exponeringsvägar. Förenklad riskbedömning är en enkel metod och består av en jämförelse av uppmätta halter i jord, deponerat material, grundvatten och ytvatten med befintliga riktvärden och gränsvärden. För några av de föroreningar som är av intresse i denna studie finns inga tillgängliga riktvärden/gränsvärden för vissa medier, varför en förenklad riskbedömning inte kan göras utan att först ta fram bedömningskriterier eller riktvärden. I en förenklad riskbedömning jämförs riktvärdena med totalhalterna i fast material och i vatten. Detta ger inte möjlighet att ta hänsyn till föroreningarnas kemiska/fysikaliska form och deras påverkan på lakbarhet, biotillgänglighet och toxicitet. Eftersom den förenklade riskbedömningen enbart baseras på materialets egenskaper och schablonmässiga betingelser, tas inte heller hänsyn till den aktuella exponeringen av människor eller miljön för föroreningarna. På basis av utförda undersökningar, analyser och utvärderingar i detta projekt dras slutsatsen att en metodik för riskbedömning för glasbruk kan utformas. Metodiken utgör en form av fördjupad riskbedömning där riktvärden föreslås användas för att kvantifiera riskerna och bedöma omfattningen av åtgärdsbehovet samt erforderliga funktionskrav på åtgärderna. Metodiken bedöms i vissa delar kunna utnyttja generella likheter mellan glasbruk och därmed presentera ett färdigt kvalitativt och kvantitativt underlag för riskbedömningen. Däremot bedöms det inte lämpligt att ta fram generella branschspecifika riktvärden för glasbruk, eftersom platsspecifika förutsättningar måste beaktas i många delar av riskbedömningen. Detta gäller främst karakterisering av lakbarhet av föroreningar från jord och deponimaterial och uppskattning av hydrologiska förhållanden samt spridning av föroreningar från glasbruksområden och deponier. Hänsyn måste också tas till förhållanden och naturvärden i t ex recipientvattendrag. Den metodik som föreslås användas för glasbruken ger underlag för en riskbedömning som beaktar Risker vid vistelse inom ett glasbruksområde respektive risker vid spridning Både hälsorisker och miljörisker Risker i dagsläget och på sikt Metodiken föreslås grunda sig på en uppskattning av platsspecifika riktvärden som ett kvantitativt mått på riskerna, delvis utifrån generella indata som kan tillämpas på alla glasbruk. Dessa generella delar av metodiken kompletteras med framtagning av ett platsspecifikt underlag, vilket beskrivs i det följande avsnittet och används i riskbedömningen. Beräkning av platsspecifika riktvärden sammanfattas nedan och beskrivs i mer detalj i bilaga 5. I metodiken bör även ingå en kompletterande bedömning av riskerna i dagsläget där en jämförelse görs mellan uppmätta halter i andra medier än mark (grundvatten, ytvatten, sediment) och befintliga bedömningsgrunder (dvs förenklad riskbedömning). Metodiken bör även kompletteras med en uppskattning av mängden föroreningar som lakas ut från området (se avsnitt 6.3.4). 26

28 Beräkning av platsspecifika riktvärden Beräkning av platsspecifika riktvärden för de aktuella områdena föreslås utgå ifrån metoden för framtagande av generella riktvärden för förorenad mark (Naturvårdsverkets rapport 4639) samt branschspecifika riktvärden för bensinstationer (Naturvårdsverket/SPIMFAB). Metoden har dock utvecklats för att kunna tillämpas på ett antal ämnen som är aktuella vid glasbruk, men inte ingår i Naturvårdsverkets lista av generella riktvärden. Metoden har också anpassats med hänsyn till den exponeringssituation som föreligger vid glasbruk (i drift eller nedlagda). Anpassningar har också gjorts för att ta hänsyn till en platsspecifik uppskattning av föroreningarnas lakbarhet. Beaktande har även gjorts av nytt underlag som tagits fram inom ramen för ett projekt vid Naturvårdsverket avseende metod för beräkning av platsspecifika riktvärden för förorenad mark (pågående). Utifrån några typfall för markanvändningen vid glasbruk har branschspecifika exponeringsscenarier utarbetats för bedömning av hälso- och miljöriskerna vid glasbruken. Platsspecifika riktvärden utgår delvis ifrån samma bedömningsgrunder som förenklade riskbedömningar, t ex dricksvattennormer, vattenkvalitetsnormer och miljökvalitetsnormer. Datauppgifter rörande ämnenas fysiska/kemiska egenskaper, deras transport i miljön samt deras toxicitet och ekotoxicitet måste sammanställas som indata till beräkningar. I tabell 6.1 nedan, listas uppgifter som sammanställts för riskbedömningen, tillsammans med angivna datakällor. Tabellen visar också om datauppgifter som används är platsspecifika eller generella. 27

29 Tabell 6.1 Översikt över uppgifter som är nödvändiga för framtagning av platsspecifika riktvärden Parameter Källa Generella/platsspecifika Ämnesspecifika Toxicitet (oralt, inhalation, hudupptag) Data sammanställningar, WHO, USEPA, TERA (Ce) Generella Dricksvattennormer Livsmedelsverket, EU, WHO Generella Biotillgänglighetsfaktorer, relativ absorptionsfaktor (oralt, inhalation, hudupptag) Ekotoxicitet (mark) Ekotoxicitiet (vatten) USEPA Generella modellen, RIVM (Nederländerna) Generella modellen, RIVM (Nederländerna) Bakgrundshalter (I första hand uppmätta lokala halter, i andra hand regionala i sista hand nationella bedömningsgrunder) Generella Generella, (KM och MKM) svårt att bedöma platsspecifikt Generella eller Bakgrundshalter i mark/vatten Uppmätta halter Platsspecifika K d -värden Upptagsfaktorer, växter Upptagsfaktorer, fisk Transport parametrar Utspädning av lakvatten i brunnsvatten och ytvatten Transport av föroreningar från området Exponeringsparametrar Exponeringsparametrar Hälsorisker Beräknade från laktester/uppmätta halter Generella modellen, egna litteratursammanställningar Generella modellen, egna litteratursammanställningar Hydrologiska undersökningar/beräkningar Platsspecifika (om riktvärdet skall ta hänsyn till naturvärdet) Platsspecifika Generella Generella Platsspecifika Ett antal parametrar, se tabell 5.1 Se tabell 5.1 Se tabell B5.18, bilaga 5. Branschspecifika Miljöskydd Se tabell 6.3. Branschspecifika eller Platsspecifika om riktvärdet skall ta hänsyn till naturvärdet Nuvarande och framtida markanvändning vid glasbruk Under de senaste årtiondena har glasproduktionen i Sverige minskat vilket lett till att ett stort antal bruk lagts ned. Marken och de gamla bruksbyggnaderna har övergivits eller omvandlats för användning för andra industriändamål. Vid de glasbruk som i dagsläget är i drift bedrivs både tillverkning och försäljning av glas. Personer som arbetar vid bruken vistas inom området på arbetstid men tillfällig vistelse sker även pga turismen som innebär att barn och vuxna bevistar glasbruken. 28

30 I anslutning till markområdet runt glasbruken, både nedlagda och i drift, finns deponier innehållande glasavfall och annat avfall som deponerats under årens lopp. Deponierna används i vissa fall för fortsatt deponering av t ex hushållsavfall och är tillgängliga för allmänheten. Deponiområden som ej används längre kan närmast liknas vid naturmark (strövområden) med växtlighet och skog. Glasbruken och glasavfallsdeponierna ligger oftast i direkt anslutning till bostäder och i många fall mitt i samhället. Fyra typer av markanvändningar bedöms beskriva situationen för glasbruk generellt, både nedlagda och bruk i drift. Dessa sammanfattas i tabellen nedan. Risk för exponering för föroreningar finns dels vid vistelse på deponierna i anslutning till de gamla glasbruken dels vid vistelse i anslutning till bruksbyggnaderna (kallas i denna rapport för bruksmark ). Runt själva byggnaderna finns utfyllnader innehållande glasavfall och spill, mm från glasverksamheten som förorenat marken under årens lopp. Deponierna har inget egentligt användningsområde, men kan tänkas användas av barn och vuxna som lekplats eller som en del av ett större strövområdet (passage, mm; användning liknande MLU 1 ). Fortsatt deponering av annat avfall är även tänkbart. Bruksmarken däremot kan komma att fortsätta användas för glasframställning eller omvandlas för annan industriverksamhet (användning som industrimark, liknande MKM 1 ). Det troligaste är dock att nedlagda glasbruk inte får någon alternativ användning utan kommer att användas som strövområde/naturmark (liknande MLU 1 ). För vissa nedlagda glasbruk planeras dock dagis eller bostäder (användning liknande känslig markanvändning, KM 1 ). Tabell 6.2. Vistelsetid/markanvändning vid glasbruk. Arbetstid och äventyrslek innebär en förväntat långvarig, upprepad exponering. Passage och försäljning/turism innebär en tillfällig vistelse på förorenat område. Glasbruk i drift (industrimark*) Nedlagt glasbruk (ingen användning) Nedlagt glasbruk (planerade bostäder/ dagis) Markområde runt glasbruket Deponiområde ( bruksmark ) Vuxna Barn Vuxna Barn Arbetstid samt försäljning/turism Passage, glasletning försäljning/turism anlagd lekyta Äventyrslek, glasletning 100 % vistelsetid** 100 % vistelsetid** Passage, glasletning * inkluderar omvandling av glasbruk för annan industriverksamhet.** Motsvarande KM, känslig markanvändning Äventyrslek, glasletning En identifiering har gjorts av möjliga scenarier som bedöms gälla generellt vid exponering för föroreningar vid glasbruk. Scenarierna omfattar risker för hälsa och miljö och tar hänsyn till både exponering vid vistelse vid glasbruken samt exponering i samband med spridning. 1 KM (känslig markanvändning), MKM (mindre känslig markanvändning), MLU (mark med lågt utnyttjande) är markanvändningar (kopplade till exponeringsscenarier) som definierats med Naturvårdsverkets generella riktvärden och Naturvårdsverkets/SPIs branschspecifika riktvärden. 29

31 Hälsorisker För att kvantifiera hälsoriskerna vid vistelse på områdena kan man utgå från den exponeringssituation som föreligger eller kan komma att föreligga vid glasbruken (i drift eller nedlagda). Nedan redovisas de exponeringsvägar som bedöms styra miljöoch hälsoriskerna vid vistelse på glasbruks- och deponiområdena samt vid spridning. Aktuella exponeringsvägar vid vistelse på området Hälsorisker vid vistelse på området omfattar: intag av jord, inandning av damm, hudkontakt (ej inandning av ångor) intag av växter (odlade eller svamp och bär) inom bruksområdet (kan bli viktig på sikt om markanvändningen ändras till t ex bostäder) intag av svamp och bär (är relevant inom närområdet för avslutade deponier utan kvalificerad täckning där växtlighet finns) exponering via sår, glassplitter i kroppen pga skärskador (betydelsen bör utredas med överslagsberäkningar som dock ej omfattas av denna utredning). Exponering via spridning En viktig faktor för riskbilden, i dagsläget men även på sikt, bedöms vara spridning till yt- och grundvatten. Hur man kan undersöka och bedöma spridningsförutsättningarna har diskuterats i kapitel 5 och bedömning av glasavfallets lakbarhet har diskuterats i kapitel 4. Nedan redovisas de exponeringsvägar som bedöms styra hälsoriskerna i samband med spridning från glasbruks- och deponiområdena. Intag av grundvatten i brunnar nedströms skall kunna ske utan att spridning leder till att halter i brunnen överskrider dricksvattennormer eller att exponering via dagligt intag av vatten överskrider acceptabel daglig exponering av en förorening. Intag av fisk i recipient för förorenat grundvatten skall kunna ske utan risker för hälsa. Bevattning. Denna exponeringsväg beaktas inte i modellen. Dess betydelse bör utredas med överslagsberäkningar som dock ej omfattas av denna utredning. Konsumtion av mjölk/kött från boskap som dricker ytvatten. Denna exponeringsväg beaktas inte i modellen för framtaganden av generella riktvärden för förorenad mark pga bristfälligt dataunderlag för de flesta ämnen. Det föreslås att denna exponeringsväg inte behandlas platsspecifikt, men borde utredas generellt med överslagsberäkningar för att bedöma om den kan påverka den platsspecifika exponeringsvägen. Detta har dock inte gjorts som en del av denna utredning. Uppskattade vistelsetider och exponering avseende hälsorisker vid vistelse på bruken och vid spridning redovisas i tabell B5.18 i bilaga 5. 30

32 Miljörisker Nedan görs en bedömning av vilka miljörisker som föreligger i marken på glasbruken samt i ytvatten nedströms dessa i samband med spridning av föroreningar. Skyddet av levande organismer inom mark- och deponiområdet samt i ytvatten nedströms beror på vilka övergripande åtgärdsmål som skall gälla för glasbruken generellt. Följande förslag till miljöskydd beaktas i de platsspecifika riskbedömningar som gjorts för två glasbruk. Miljörisker i mark Miljörisker inom området omfattas av effekter på växter, mikroorganismer i jorden, markfauna, strövande djur samt fåglar. - Skydd av markmiljön inom deponiområdet beaktas ej eftersom skydd av biologiska funktioner i en deponi är ej relevant. I ytjorden/deponitäckning bör dock förutsättningar för vegetationsetablering finnas (begränsat skydd). - Skydd av markmiljön i markområdet runt bruken bör beaktas, både med hänsyn till aktuell och framtida planerad markanvändning. Generella modellens riktvärden för miljö utnyttjas, beroende på planerade markanvändning (KM eller MKM). Miljörisker i ytvatten (recipient och skyddsobjekt) Spridning av föroreningar via grundvatten till kan ge upphov till biologiska effekter i ytvatten. Platsspecifika riktvärden kan beräknas utifrån olika miljökvalitetsnormer för ytvatten, beroende på vilka krav som ställs på vattenkvalitet i recipienten, t ex en obetydlig ökning i föroreningshalt jämfört med bakgrundsvärdet eller en ökning till en nivå där biologiska effekter börjar observeras (effektrelaterade miljökvalitetsnormer). Nedströms flera av de undersökta objekten finns skyddsvärda vattendrag varav vissa utgör riksintressen. Skyddet av recipienten styrs därmed av huruvida: a) Recipienten är skyddsvärd b) Om närmsta recipient leder till en skyddsvärd recipient längre nedströms c) Om recipienten har lågt naturvärde (t ex avledande diken). Föreslagen skyddsnivå i riskbedömningen är att spridning inte skall leda till att förhöjda halter uppstår i recipienten. Beroende på recipientens naturvärde ligger denna halt rimligen någonstans mellan bakgrundsvärdet av olika ämnen i ytvatten och effektrelaterade kvalitetsnormer med hänsyn till påverkan på akvatiskt liv. Skyddsvärdet är platsspecifikt och därför måste önskad skyddsnivå bedömas från fall till fall. Effektrelaterade kvalitetsnormer används som utgångspunkt om riskbedömningen vill försäkra att föroreningar från glasbruket inte skall förekomma i halter som leder till biologiska effekter i ytvattenrecipienterna. Kvantitativa effektrelaterade vattenkvalitetsnormer har t ex tagits fram i Nederländerna och Kanada. Om effektrelaterade vattenkvalitetskriterier skall användas som utgångspunkt i beräkningar, måste andra eventuella föroreningskällor till vattendraget också beaktas, eftersom effekter i ytvattenmiljön är beroende på den totala belastningen, inte endast på belastningen från glasbruken. Bedömningen av den totala belastningen måste göras platsspecifikt. Bakgrundshalter används som utgångspunkt om riskbedömningen vill försäkra att halterna i ytvattenrecipienten inte skall öka pga transporten från glasbruken. Bakgrundshalter kan tas från data sammanställda av Naturvårdsverket (Bedömningsgrunder för sjöar och vattendrag), men eftersom bakgrundsvärdet kan 31

33 variera kraftigt för vissa ämnen, t ex arsenik, är lokala bakgrundsvärden att föredra. Detta gäller speciellt om uppmätta halter i ytvatten som är opåverkade av andra punktkällor är tillgängliga eller kan mätas. Halter i ytvatten uppströms ett av glasbruken användes som rimligt ytvattenkriterium (skyddsnivå) för de undersökta bruken i föreliggande uppdrag. Skyddskrav med avseende på miljörisker, både direkta miljöeffekter i mark liksom skydd mot risker vid spridning, ges i tabell 6.3. Tabell 6.3 Exponeringsvägar med avseende på miljöeffekter indata till riktvärdesmodellen. Miljörisker Bostäder/Dagis "Industrimark" (I och runt bruksbyggnad) Deponi ( Naturmark ) meter under Alla djup 0-1 m 1-2 m > 2 m 0-1 m 1-2 m > 2 m markytan Miljöeffekter inom området KM MKM MKM*2 MKM*3 Inget skydd Inget skydd Inget skydd Spridning till Beaktas, platsspecifik utspädning. Skyddskrav är platsspecifikt, beroende på ytvattenrecipient naturvärdet Kompletterande bedömningar av föroreningsspridning Platsspecifika riktvärden för spridning av föroreningar är beräknade utifrån en maximalt acceptabel föroreningshalt i recipienten (grundvatten eller ytvatten). Utspädning av föroreningar från porvatten i det förorenade området till recipienten beaktas. I recipienter där utspädningen är stor, t ex i större vattendrag och sjöar, kan stora mängder föroreningar läcka från området även vid markföroreningshalter som underskrider de framtagna riktvärdena. Därför måste platsspecifika riskbedömningar som inkluderar en uppskattning av den totala transporten av föroreningar till recipienterna göras. 6.4 Resultat av utförda riskbedömningar för fem glasbruk För att kunna nå projektets syfte, dvs att ta fram metodik och riktlinjer för framtida undersökningar och utredningar vid glasbruken, krävdes en uppfattning om vilka risker och åtgärdsbehov som föreligger vid glasbruken samt vilka åtgärder som kan komma att krävas för att minska dessa risker. Nedan ges en övergripande bedömning av åtgärdsbehovet för glasbruk i Sverige med ledning av resultaten från de fem undersökta pilotobjekten. Den föreslagna riskbedömningsmetodiken testades på två av de fem utvalda glasbruken. På de övriga objekten utfördes förenklade riskbedömningar samt en MIFO-klassning enligt fas 2. Detta beskrivs i detalj i bilaga 5, nedan sammanfattas slutsatserna från riskbedömningarna Förenklad riskbedömning för fem utvalda bruk Uppmätta halter i fasta prov visar att riskerna i dagsläget är förknippade främst med förhöjda halter arsenik och bly, med vid vissa glasbruk också kadmium och antimon. Höga halter koppar och zink förekommer i enstaka prov. Bristen på bedömningsgrunder medför svårigheter i bedömningen av riskerna med bor och barium, men risker för miljön kan förekomma. 32

34 Uppmätta halter i grundvatten indikerar en påverkan av föroreningar från glasbruken, främst av antimon och arsenik. Halter över dricksvattennormerna förekommer i prov tagna både från deponier och utanför deponierna. Bly- och kadmiumhalterna överskrider också dricksvattennormer i grundvattenprov från några av glasbruken. Uranhalterna ligger i samma storleksordning som dricksvattennormerna (2 µg/l) vid några av de undersökta glasbruken, men revidering av dricksvattennormerna för uran är på gång (WHO, 2003) och nya, högre dricksvattennormer väntas under 2004 (9 eller 15 µg/l). Det bör observeras att grundvattenproven utgör deponivatten eller grundvatten från bruksområden, inte dricksvattenprov. Prov från två dricksvattenbrunnar i anslutning till ett glasbruk hade halter som underskred dricksvattennormerna för olika ämnen. Risker för biologiska effekter på grund av spridning av föroreningar som härrör från glasbruken kan finnas eftersom vattenkvalitetsnormer överskrids av halterna i grundvattenprov. Riskerna är främst kopplade till Cu och Zn halter, men också As, Pb, Ba, Nd och U. Inga effektrelaterade vattenkvalitetsnormer hittades för Sb Fördjupad riskbedömning med föreslagen metodik på två glasbruk Platsspecifika riktvärden har tagits fram för två av bruken. Riktvärden för många ämnen styrs av det miljöeffektbaserade riktvärdet. Vid ett av bruken är miljöriskerna i mark på området dominerande, medan miljöriskerna i recipienten är viktigare för det andra bruket, där spridningsförutsättningar till ytvatten är större. Vid ett av bruken är hälsoriskbaserade riktvärden för intag av grundvatten styrande för antimon och uran detta på grund av större spridningsförutsättningar till grundvatten vid detta bruk. Vid båda bruken innebär överskridande av riktvärden för bruksområden och deponier att det både i dagsläget och på sikt finns en risk för exponering och spridning av vissa skadliga ämnen som kan ge upphov till negativa hälso- och miljöeffekter. Uppmätta halter av ett flertal ämnen som arsenik, bly, barium, antimon, bor och zink överskrider de framtagna platsspecifika riktvärdena för både bruksmarken och deponiområdet. Arsenik och bly överskrider riktvärden för både hälsoeffekter (vid vistelse och vid intag av fisk) samt miljöeffekter (i jord och vid spridning till ytvatten). Antimonhalterna överskrider riktvärdena för deponier och kan leda till risker vid spridning till ytvatten och dricksvatten. Bor och barium bedöms förekomma i måttliga halter men överskrider miljöriskbaserade riktvärden, främst i bruksmark. Riskerna för miljöeffekter pga dessa ämnen bedöms dock vara måttliga. Kadmiumhalterna varierar mellan de två studerade bruken, vid ett bruk förekommer kadmium i låga halter och underskrider riktvärdena utom i ett prov från bruksmark. Vid det andra bruket förekommer kadmium i något högre halter och överskrider riktvärdet. Cu, Co, Cr, Ni och Se förekommer i låga halter. Förhöjda halter av bl a As, Pb, Ba, Cd, Cu, Sb, Zn, Ni och U förekommer i grundvatten inom de förorenade områdena och deponierna, men eftersom grundvattnet på de förorenade områdena inte används som dricksvatten eller för bevattning är risken för negativa hälsoeffekter eller miljöpåverkan i dagsläget liten. De höga halterna av ett flertal ämnen i grundvattnet i deponin och runt bruket indikerar en pågående utlakning och vidare spridning av föroreningar till omgivningen. Uppmätta halter av föroreningar i ytvatten uppströms, i anslutning till samt nedströms ett av bruken indikerar att det sker ett påslag av föroreningar vid passage av deponin. För vissa ämnen är haltökningen flera gånger högre vid deponin än uppströms; främst för 33

35 arsenik, bly, kadmium, zink och koppar samt i viss mån antimon. På grund av den utspädning som sker av föroreningarna i ytvattenrecipienten kan endast en liten förhöjning av föroreningshalterna detekteras. Ytterligare en bit nedströms är halterna på nytt låga till följd av utspädning med rent vatten. Spridningsförutsättningarna vid de två studerade bruken är olika. Vid ett bruk ligger föroreningskällan (deponi och utfylld mark runt bruket) i direkt anslutning till recipienten. Detta innebär att det inte finns någon barriär som kan medföra en temporär fördröjning av föroreningarna innan de når recipienten, och spridningsförutsättningarna är höga. Vid detta bruk har beräkningar visat att 600 g arsenik, 400 g bly, 1,5 kg bor och 1,8 kg antimon sprids årligen från deponi- och bruksområdet i dagsläget. Vid det andra bruket ligger de förorenade områdena några hundratals meter från recipienten och på ungefär samma avstånd till befintliga brunnar. Föroreningar som sprids från området kommer att fastläggas i marken på vägen till recipienterna och tidsförloppet innan de maximala effekterna av spridningen kan skönjas kommer att fördröjas. Det aktuella spridningsområdets utbredning vid ett av bruken antyder att markens förmåga som temporär barriär har minskat och att det inte går att utesluta att grundvattentäkten kan komma att påverkas. Transportberäkningarna visade att ca 15 g arsenik, 2 g bly, 0,9 kg bor och knappt 100 g antimon sprids årligen från deponi- och bruksområdet i dagsläget Översiktlig riskbedömning på övriga tre glasbruk I deponierna på de tre översiktligt undersökta glasbruken är halterna av arsenik, bly, barium, kadmium och antimon mycket höga. Halterna i bruksmark, utom i en provpunkt, är något lägre. De uppmätta halterna i deponierna indikerar en stor hälsooch miljörisk vid exponering för materialet. Dessutom kan risker för akuta hälsoeffekter föreligga om oral exponering sker via intag av förorenat fyllnadsmaterial/deponiavfall. Spridning av föroreningar till en grundvattentäkt och till ytvattenrecipienter är sannolik. Eftersom halter av flera föroreningar överskrider dricksvattennormerna (arsenik, bly, bor, kadmium och antimon, samt järn och aluminium) i grundvattenprov kan hälsorisker förekomma vid användning av förorenat grundvatten som dricksvatten. Miljöriskbaserade riktvärden för ytvatten överskrids av uppmätta grundvattenhalter av många ämnen, vilket indikerar risker för effekter i vattenmiljön. Jämförelse av uppmätta grundvattenhalter med kriterier för ytvatten är dock inte en bra jämförelsegrund. Det finns vidare inga uppgifter om utspädning av grundvatten i ytvattenrecipienterna, varför det inte är möjligt att ge en mer noggrann bedömning av miljöriskerna i recipienterna nedströms dessa glasbruk Bedömning av åtgärdsbehov Enligt aktuell lagstiftning skall alla befintliga deponier avslutas i enlighet med vissa krav. Deponier medför generellt ett estetiskt intrång i naturmiljön, något som i viss mån kan mildras i samband med att åtgärder vidtas av andra skäl. Styrande för åtgärdsbehovet har dock bedömts vara risker för negativa effekter på hälsa och miljö. Undersökningarna visar att såväl deponier som bruksmark innehåller betydande mängder av hälso- och miljöskadliga ämnen. Från de utförda riskbedömningarna för bruken dras slutsatsen att hälsorisker vid vistelse på bruksområden och deponier vid glasbruk föreligger bl a med avseende på arsenik och antimon vid oavsiktligt intag i samband med kontakt med de förorenade massorna. Akuta förgiftningsrisker finns 34

36 också vid intag av material med mycket höga halter, t ex vid kontakt med rena kemikalier som deponerats. Det finns även en direkt risk för skärskador vid deponierna. De största hälsoriskerna på kort och lång sikt bedöms dock vara till följd av spridning och intag av påverkat grundvatten och fisk. Riskbedömningen visar också att bedömningsgrunder för miljöpåverkan i mark (inklusive platsspecifika riktvärden) överskrids för ett flertal ämnen som arsenik, bly, barium, bor, m fl. Detta innebär att det finns risk för negativa effekter på organismer i marken, både i deponierna och i marken runt bruken. Skyddsvärdet av markmiljön i deponierna kan dock betraktas som lågt och bör ej styra behovet av åtgärder för dessa. Däremot kan spridning från deponierna påverka miljön i närliggande ytvattendrag vilket är ett motiv för någon form av efterbehandling av glasbruken. Förutsättningar för spridning av föroreningar finns vid samtliga bruk och höga halter har mätts upp i grundvattnet i deponi- och/eller bruksmark vilket visar på en lakbarhet av föroreningar och att de är tillgängliga för vidare transport och upptag i organismer. Att lakbarheten är relativt stor i det deponerade glasavfallet styrks även av utförda laktester. Förutsättningarna för spridning är stor på grund av de genomsläppliga marklager som karakteriserar både avfallsmaterial i deponierna och fyllnadsmaterial runt bruken. Transporten har på basis av de i denna undersökning uppmätta halterna i grundvatten visat sig variera mellan olika bruk från låga till höga med avseende på arsenik, antimon, kadmium, bly, m fl. Ett påverkansområde nedströms deponiområdena har konstaterats i föreliggande undersökning liksom i tidigare. Undersökningarna visar att transport av föroreningar från deponimaterial som ligger under grundvattenytan utgör en betydande del av spridningen. Slutsatsen är att vissa åtgärder behövs för att på kort och lång sikt minska spridningen från de förorenade områdena så att masstransporten reduceras till en acceptabel nivå. Beroende på markanvändning bör även exponeringsriskerna vid vistelse förhindras. Åtgärder för att förhindra spridning kan vara täckning av befintliga deponier (eventuellt i kombination med stabilisering) eller uppgrävning av förorenat avfall. Åtgärder för att minska riskerna vid vistelse på området kan innefatta täckning för att minska exponeringsrisken, urschaktning och borttransport av avfall eller restriktioner som syftar till att begränsa markanvändningen och tillgängligheten av områdena. Det senare utgör dock ingen långsiktig efterbehandlingsåtgärd med hänsyn till exponeringsrisken och leder till en fortsatt spridning av föroreningar. De specifika funktionskraven på åtgärderna kan fastställas med den framtagna metodiken för riskbedömning. Olika åtgärder för glasbruken har utretts av Envipro Miljöteknik (Åtgärdsutredning med inriktning mot metodutveckling för glasbruk). Omfattningen av åtgärder kommer även att styras av den slutliga riskvärderingen, både för glasbruk generellt samt för specifika bruk. Detta diskuteras mer i avsnitt

37 Slutsatser och rekommendationer En metodik för riskbedömning för glasbruk har utformats som kan användas generellt för glasbruk i Sverige. I denna metodik ingår strategier för provtagning, karakterisering av avfall och förorenad jord, lämpliga laktester, framtagande av hydrogeologiska bedömningsgrunder, utspädning till skyddsvärda objekt, mm. Inledningsvis utvärderades alternativa metoder för riskbedömning, bl a riskklassning enligt MIFO-metoden och Naturvårdsverkets generella riktvärden. MIFO-metoden har inte bedömts vara generellt tillämpbar för glasbruk. Aspekter som inte beaktas i MIFO har identifierats som betydelsefulla och bör ingå i metodiken. Generella riktvärden har på samma sätt bedömts vara mindre representativa för situationen vid glasbruk, främst med avseende på förutsättningar för spridning. Härav följer att en vidareutvecklad form av fördjupad riskbedömning och framtagande av platsspecifika riktvärden rekommenderas. Metodiken beskrivs i avsnitt 7.1 i flödesscheman (figur ). I avsnitt 7.2 dras slutsatser rörande metodikaspekter och generaliseringar för bruken. I avsnitt 7.3 diskuteras slutligen vilka aspekter i riskbedömningen som bör beaktas vid en riskvärdering för glasbruksområden. 7.1 Föreslagen metodik för riskbedömningar vid glasbruk Föreslagen arbetsgång/metodik för framtagande av underlaget för riskbedömningen, Steg 1, presenteras i figur Detta omfattar i första hand att klargöra vilka ämnen som kan utgöra en risk på området, fastställa vilken markanvändning av glasbruket som planeras i framtiden och ta fram underlag för bedömning av risker vid spridning. 36

38 Underlag för riskbedömning vilka ämnen skall beaktas? Historisk inventering, tidigare undersökningar, objektsbeskrivning, mm. Undersökningsprogram, provtagning, analys, hydrologisk undersökning, mm. Laktester på deponiavfall och förorenad jord, (skaktester) Vilka föroreningar kan finnas på området? Vilka halter uppmäts i mark och grundvatten? Totalhalt och lakbar halt? Lakbarhet i olika avfallstyper Beslut om ämnen som skall beaktas risker bedöms för ämnen som förekommer i förhöjda halter mark & grundvatten eller har hög lakbarhet Finns tillräcklig kunskap om aktuella ämnens egenskaper? NEJ Ämnesspecifika egenskaper för bedömning av risker tas fram (kräver specialistinsatser) Figur 7.1 Metodik för riskbedömning steg 1 framtagande av underlag (föroreningar) 37

39 Underlag för riskbedömning hydrologiska förhållanden? Beräkning av infiltrationen på deponi Beräkning av infiltrationen på mark runt bruket Beräkning av grundvattenströmning genom deponi (Beräkning av grundvattenströmning i mark runt bruket) Beräkning av totalt vattenflöde från deponi samt bruksmark Nederbörd, avrinning yta deponi, yta bruksmark Hydraulisk gradient tvärsnittsytor, konduktivitet, deponidjup under grundvattenytan Hydrologisk undersökning, förekomst av ytvattendrag, brunnar, jordlagerföljder, mm (undersökningsprogram) Omsättning i brunn (hydrogeologisk spridningsmodell) Flöde i ytvattenrecipient (uppmätta flöden i fält/ avrinningsdata). Utspädning till brunn beräknas Utspädning till ytvatten beräknas Utsläppstak får ej överskridas (om hög utspädning dvs recipienten är stor) Figur 7.2 Metodik för riskbedömning steg 1 framtagande av underlag (spridning). 38

40 Underlag för riskbedömning - vilken markanvändning? Är glasbruket i drift? JA Markanvändning = industrimark. Deponi används som naturmark Finns alternativ användning för det nedlagda glasbruket? NEJ JA Annan industriverksamhet, samma markanvändning som ovan Bostäder/dagis planeras. Markanvändning = känslig (100% vistelse) Skall uttag av dricksvatten kunna ske i brunnar nedströms området? Skall fiske kunna ske i ytvatten nedströms? Hur högt skydd skall ges till vattenlevande organismer i ytvatten nedströms? Markanvändning för både bruksmark och deponiområde = strövområde/ naturmark Markanvändningen styr exponeringen för aktuella föroreningar. Förslag till exponeringstider, skyddsnivåer för grund- och ytvatten, mm ges i metodiken Hur stort är avståndet till brunn och/eller skyddsvärt ytvatten? (utspädning) Figur 7.3 Metodik för riskbedömning steg 1 framtagande av underlag (markanvändning) Metodikens Steg 2 omfattar utförandet av själva riskbedömningen för den aktuella markanvändningen och spridningssituationen vid det studerade glasbruket. Framtagna riktvärden och uppmätta halter i olika medier används på sätt som beskrivs i figur 7.4. En riskbedömning görs med avseende på uppmätta halter i mark och framtagna platsspecifika riktvärden. En samtidig förenklad riskbedömning görs av riskerna i dagsläget genom att använda samma bedömningsgrunder som använts för att ta fram de platsspecifika riktvärdena. Dessa jämförs med uppmätta halter i grund- och ytvatten 39

41 samt sediment. En separat bedömning av transporten av föroreningar och risker vid spridning görs med utgångspunkt från bedömda vattenflöden i området och uppmätta grundvattenhalter, se figur 7.4. Bedömning av risker för hälsa och miljö i dagsläget och på sikt PLATSSPECIFIKA RIKTVÄRDEN Hälsoeffekter vid vistelse Hälsoeffekter vid spridning (brunn, fisk) Miljöeffekter i mark/avfall Miljöeffekter i ytvatten vid spridning => Integrerat platsspecifikt riktvärde för mark/avfall KOMPLETTERANDE BEDÖMNING AV DAGSLÄGET Befintliga bedömningsgrunder för grundvatten, ytvatten och sediment (i metodiken framtagna värden eller egna platsspecifika data) NEJ Överskrider halter i deponiavfall eller bruksmark framtagna riktvärden? JA Uppmätta halter i grundvatten, ytvatten och sediment Transporten beräknas (halter i grundvatten, vattenflöden) Risker (hälsa och/eller miljö) föreligger vid vistelse i dagsläget eller kan uppkomma på sikt Risker (hälsa och/eller miljö) föreligger vid spridning i dagsläget eller kan uppkomma på sikt Överskrids bedömningsgrunder? Är transporten hög i relation till flöde i ytvatten uppströms? Åtgärder kan krävas! Hälsorisker och/eller miljörisker föreligger i dagsläget! Ingen åtgärd krävs! JA JA NEJ NEJ Överskrids halt i brunn vid teoretisk beräkning av utspädning? Kan transporten leda till förhöjda halter i sediment nedströms? Figur 7.4 Metodik för riskbedömning steg 2 bedömning av hälso- och miljörisker vid vistelse och spridning, i dagsläget och i framtiden. 40

42 Metodikens Steg 3 innebär att från Steg 2 göra en bedömning av omfattningen av åtgärdsbehovet och ta fram preliminära åtgärdsförslag samt mätbara åtgärdsmål: När det är klarlagt att det föreligger ett åtgärdsbehov skall en bedömning av omfattningen och inriktningen av åtgärder göras. Detta styrs bland annat av följande faktorer och har till viss del diskuterats tidigare: Förekommer stora mängder föroreningar? Vilken exponeringsväg styr riskerna? Vilken miljöpåverkan i mark accepteras? Finns förutsättningar för spridning? Hur stor är transporten i dagsläget? Ligger delar av avfallsmaterialet i deponierna under grundvattenytan? Inriktningen av åtgärder väljs beroende på vilken exponeringsväg som styr och vilka riktvärden som överskrids av uppmätta halter i deponi och bruksmark. Eftersom det delvis är direkt exponering och effekter på hälsa som styr riskerna måste åtkomligheten för föroreningarna i avfallet och inom bruksmarken minskas. Detta kan ske genom t ex övertäckning eller utgrävning och borttransport av förorenat material. Eftersom även spridning av föroreningar till ytvatten och brunnar är styrande för hälsooch miljöriskerna vid de svenska glasbruken krävs åtgärder för att förhindra infiltration och spridning med grundvatten. I detta sammanhang är det av betydelse om deponiavfallet ligger under grundvattenytan, eftersom åtgärder som innebär urschaktning av jord under grundvattenytan då kan behövas. I någon mån kan riktvärdet för spridning användas för att kvantifiera hur mycket vattenströmningen genom deponi och bruksmark måste reduceras. Detta kan då användas för att få en uppfattning om hur kvalificerad täckningen över förorenad deponi eller bruksmark bör vara, dvs hur stränga infiltrationskrav som skall ställas. Det är viktigt att man tydligt säkerställer långsiktigheten med den metod som väljs så att risker inte uppstår på sikt. Avskärmning av avfall under grundvattenytan kan vara en möjlig åtgärd för att förhindra spridning utan att genomföra en urschaktning. Detta kan dock komma att innebära större restriktioner för markanvändningen. En slutsats som kan dras rörande den föreslagna undersökningsmetodiken är att den inte är tillräcklig för bedömning av åtgärdsbehovet vid marken runt bruksbyggnaderna (bruksmarken). När en bedömning av omfattningen av åtgärder skall göras för markområdena runt bruken, t ex omfattningen av eventuella urschaktningar, krävs vidare detaljerade markundersökningar. Dessa utförs i enlighet med rekommendationer för fördjupade undersökningar på förorenade områden i allmänhet. Det föreslagna undersökningsprogrammet ger en tydlig indikation om problemets omfattning men räcker alltså inte för att avgränsa föroreningar eller fastställa slutliga åtgärder. 7.2 Metodikaspekter Undersökningsprogram Ett undersökningsprogram har utarbetats för de fem studerade objekten. Undersökningsprogrammet har lagts upp så att ett basprogram genomfördes för samtliga objekt, medan ett utökat program genomfördes för två utvalda objekt. 41

43 Provtagning och analyser har genomförts och de tolkade resultaten bedöms ge en god, dock ej fulltäckande, bild av föroreningssituationen och spridningsförutsättningarna vid de fem studerade glasbruken. För den metodik som föreslås användas för undersökningar av glasbruk dras följande slutsatser: - undersökning i fält och provtagning bör ske i samma omfattning som bas- och specialprogrammet. Detta ger en rimligt god bild av avfalls- och föroreningsmängder, vattenflöden, transport, mm. - det finns inga entydiga likheter mellan de undersökta objekten vad gäller uppmätta halter i jord och grundvatten, påträffade ämnen, andel rent glas i deponier, etc som motiverar att omfattning av undersökning och provtagning av glasbruken väsentligt skall kunna begränsas med hänsyn till en konstaterad generellt gällande situation vid bruken. - viss modifikation av undersökningsprogrammet föreslås för utförandet av laktester, se avsnitt viss modifikation av omfattningen av hydrologiska undersökningar kan eventuellt ske på sikt, om nya undersökningar vid andra glasbruksområden visar på likheter rörande brukens hydrologiska situation. Samband mellan bruk kan leda till att undersökningen kan förenklas något. Det finns indikationer på detta i dagsläget, men underlaget är inte tillräckligt för att föreslå förändringar jämfört med bas- och specialprogrammet Avgränsningar De fältinspektioner och provtagningar som skett visar att avgränsningar av deponiområdena kan göras med ett rimligt arbete vid de fem objekten, varför slutsatsen bör bli att detta gäller generellt för flertalet glasbruk. Undersökningarna har vidare visat att föroreningar i marken runt bruksbyggnaderna måste beaktas och bör ingå i undersökningarna. Inga generella likheter kan dock utnyttjas för denna del av glasbruksområdena. För avgränsning av föroreningar och bedömning av åtgärdsbehov i mark runt bruken bedöms istället kompletterande detaljerade undersökningar krävas. Dessa undersökningar föreslås utföras på samma sätt som fördjupade undersökningar för förorenade markområden i allmänhet. Platsbeskrivningar och verksamhetsbeskrivningar kan användas för att indikera vilka ämnen som skall ges prioritet och var provpunkter skall sättas Skillnader mellan olika objekt Undersökningarna indikerar betydande skillnader i såväl föroreningshalter som lakbarhet mellan olika bruk. En hypotes som ställdes upp var att variabiliteten inom ett objekt skulle vara större än skillnaden mellan olika objekt. Undersökningsresultaten ger inte stöd för denna hypotes varför den bör förkastas. Detta medför att slutsatsen blir att platsspecifika undersökningar och utredningar är nödvändiga för olika glasbruk. Resultaten visar även att variabiliteten inom ett område är stor, men att detta inte överskuggar objektens särart. Av detta bör slutsatsen bli att ett rimligt antal prov i enlighet med det föreslagna och utförda undersökningsprogrammet ger tillräcklig grund för bedömning av hälso- och miljörisker samt åtgärdsbehov vid ett specifikt objekt. 42

44 Undersökningarna av den hydrologiska situationen visar att det finns vissa likheter mellan brukens hydrologiska situation, bl a med avseende på hydrauliska gradienter, infiltrationsytor, flöden mm, dock avviker ett av fem bruk vilket gör att det i dagsläget är svårt att göra långtgående generaliseringar. Med ett större dataunderlag, som kommer att erhållas i takt med att nya undersökningar av flera bruk görs, kan eventuella likheter tydligare utrönas och möjligen användas för förenklingar i undersökningsmetodiken för glasbruken i Sverige. Det har konstaterats att metod för förbearbetning av prov samt val av kemisk analys har viss påverkan på analysresultaten. Detta påverkar dock inte slutsatsen att totalhalterna av vissa ämnen är mycket höga i deponier och bruksmark. För vidare utredningar av glasbruken bedöms olika kemiska analyser kunna användas, bland annat de som utnyttjades i denna studie. Det är dock viktigt att vara medveten om hur provberedning och den valda analysmetoden påverkar analysresultatet så att jämförelsen med riktvärden blir relevant Laktester Olika laktester har genomförts och jämförts inom projektet som en del i metodikutvecklingen. Slutsatserna av dessa undersökningar är att de standardiserade skaktest som använts ger en rimligt god uppskattning av de provtagna materialens lakningsegenskaper som underlag för hälso- och miljöriskanalysen. Detta stöds även av resultaten från kolonntesterna. De senare testerna föreslås därmed kunna utgå vilket reducerar kostnaderna för utredningarna vid glasbruken. Utvärderingen av laktesterna visar att det i dagsläget inte går att dra några generella slutsatser om lakbarheten i deponimaterial respektive förorenat fyllnadsmaterial runt bruksbyggnaderna. Skillnaderna mellan olika glasbruk (2 st) är för stora för att man i dagsläget skall kunna ge generella data för t ex lakbarhet (K d ). Det går inte heller entydigt att styrka hypotesen att föroreningar i mark runt bruken har högre lakbarhet, även om halterna i marken punktvis är betydande och frigörelsen till grundvatten hög. Lakbarheten varierar alltså både inom bruk och mellan bruk och utförda tester bedöms vara för få till antalet för att kunna klargöra samband. Detta innebär att platsspecifika bedömningar och fortsatta tester krävs vid undersökningar av glasbruk. Eventuellt bör undersökningsprogrammet utökas med ytterligare ett antal laktester jämfört med de som nu utförts (skaktester). Det föreslås att en ny utvärdering utförs när ytterligare ett antal bruk har undersökts och ett större dataunderlag finns. I bästa fall kan samband klargöras och generella slutsatser dras vilket då kan ge förutsättningar för reducerat antal laktester i framtida undersökningsprogram Bedömningsgrunder för branschspecifika ämnen De genomförda bakgrundsstudierna och utredningarna rörande kemikalieanvändningen bland glasbruken visade att ett antal branschspecifika ämnen kan behöva beaktas i hälso- och miljöriskbedömningen. Eftersom erforderliga data saknades för flera av de identifierade ämnena har kompletterande bedömningsgrunder tagits fram inom projektet. Dessa kompletteringar är emellertid inte uttömmande och föreslagna parametervärde är bara preliminära, varför ytterligare insamling av bakgrundsdata och bedömningar kan komma att krävas. Vidare kan egna bedömningsgrunder behöva tas 43

45 fram för eventuellt ytterligare tillkommande ämnen, något som kräver expertis och tillgång till nya forskningsresultat Prioriterad riskbegränsning De genomförda hälso- och miljöriskbedömningarna visar att det är frigörelsen och masstransporten av föroreningar som i första hand skall begränsas. Vid fyra av de fem studerade objekten är utspädningen i närbelägna recipienter stor, vilket innebär att haltökningen i recipienten är måttlig. Detta bör dock inte leda till slutsatsen att en stor utspädning skall anses vara en tillräcklig skyddsåtgärd. En riskbedömning bör även ta hänsyn till såväl det totala utsläppet till recipienten som de effekter som kan uppstå i det aktuella vattendraget. Detta gäller inte minst för stora avrinningsområden där flera källor bidrar till den totala belastningsbilden. För de platsspecifika riskbedömningarna och framtagna riktvärdena i denna rapport har platsspecifika flödesberäkningar och utspädningar tagits fram under beaktande av de aktuella vattendragens skyddsvärden. Genom att inte generellt utnyttja den lokala utspädningen som grund för att fastställa acceptabla hälso- och miljöbelastningar fokuseras problembilden till åtgärder rörande själva källtermen, dvs frigörelse och spridning från deponerat material och förorenad bruksmark. Detta ökar förutsättningarna att hitta generaliserade bedömningsgrunder för glasbruk eftersom de platsspecifika hydrogeologiska förhållandena blir mindre framträdande. För den föreslagna riskbedömningsmetodiken innebär detta att kriterier för maximala utsläpp till recipienterna kan komma att definieras generellt för glasbruk i Sverige. Dessa utgår från att negativa konsekvenser inte skall uppkomma (ytvattenkriterier/haltgränser ej överskridas) i nedströms liggande recipienter. För att inte underskatta riskerna bör då konservativt ett litet vattendrag beaktas. I detta sammanhang är det viktigt att beakta bakgrundshalter av ämnen i regionen Metodik för riskklassning och riskbedömning Olika metoder för riskklassning och riskbedömning har testats inom projektet (MIFO, Naturvårdsverkets generella riktvärden, KIFS haltgränser och EUs acceptanskriterier, platsspecifika riktvärden, mm). De olika metoderna har delvis olika syften och tillämpningsområden. De genomförda utredningarna visar att de metoder som utarbetats med mer generell inriktning på förorenad jord ger en likartad riskbild för de olika studerade objekten. MIFO-metoden ger en viss likriktning av utvärderingen, vilket passar väl för ett första inventeringsskede. Naturvårdsverkets generella riktvärden baseras på vissa generaliserade förutsättningar vilka ej alltid är uppfyllda för de studerade objekten, framför allt gäller detta spridningen av föroreningar och kraven på miljöskydd i mark och ytvatten. KIFS i kombination med EUs acceptanskriterier ger en rimligt god bild av om ett avfall ska klassificeras som icke-farligt avfall eller farligt avfall och hur det ska deponeras, men ger ingen information om spridnings- och exponeringssituationen på de aktuella objekten. Platsspecifika riktvärden ger en ökad möjlighet att ta hänsyn till specifika förhållanden vid de olika objekten, ambitionen har dock här varit att identifiera gemensamma drag hos de olika objekten för att möjliggöra vissa generaliseringar. De specifika lakningsegenskaperna för glasavfall är faktorer som är svåra att ta hänsyn till med de generella metoder som testats. Vissa ansatser har dock gjorts i utvärderingen av de genomförda laktesterna för att utnyttja denna information i den platsspecifika riktvärdesmetodiken. Det har dock visat sig svårt att ta fram ett generellt värde för 44

46 lakbarheten från förorenade massor/glasavfall vid glasbruken, varför vidare tester och platsspecifika bedömningar kommer att krävas även fortsättningsvis (se även avsnitt 1.1.4). En avgörande fördel med den platsspecifika riktvärdesmetodiken är att den kan utnyttjas för att fastställa saneringsgränser och dimensioneringskrav för åtgärder, exempelvis funktionskrav för deponier. Platsspecifika riktvärden föreslås mot bakgrund av ovanstående som metodik för hälsooch miljöriskbedömning och underlag för åtgärdsbehov samt fastställande av funktionskrav för åtgärder vid glasbruk. 7.3 Underlag för riskvärdering En riskvärdering syftar till att väga samman olika faktorer som framkommit i riskbedömning och åtgärdsutredning till en helhetsbedömning. Härvid skall tas hänsyn till vad som är miljömässigt motiverat, tekniskt möjligt och ekonomiskt rimligt att åstadkomma. Detta görs i form av en kostnads/nyttoanalys för att åstadkomma önskad riskreduktion. Inom ramen för riskvärderingen för projektet skall lämpliga åtgärdsalternativ formuleras som skall vara effektiva sett ur både miljömässig, teknisk och ekonomisk hänsyn. Centralt i detta arbete är att fastställa övergripande och mätbara åtgärdsmål för efterbehandlingen av de svenska glasbruken, både för glasbruk generellt samt för specifika bruk. Åtgärdsmålen skall beskriva de hälso- och miljömål som skall gälla med hänsyn till de risker ett förorenat område medför. De övergripande åtgärdsmålen beskriver därmed hur området ska kunna användas efter en sanering. De mätbara åtgärdsmålen är en precisering av de övergripande målen och formuleras vanligen som acceptabla resthalter efter en sanering och/eller maximalt utläckage av föroreningar från ett förorenat område. Syftet med denna studie har varit att lyfta fram viktiga aspekter i riskbedömningen som bör beaktas vid en riskvärdering för glasbruksområden Resultat av riskbedömning Inom ramen för Glasbruksföreningens projekt har Kemakta utrett de hälso- och miljömässiga aspekterna med föroreningssituationen vid de svenska glasbruken. En metodik för detta syfte har tagits fram. Sammanfattningsvis visar riskbedömningen att platsspecifika riktvärden för glasbruken överskrids och att negativa effekter för både hälsa och miljö riskeras på kort och lång sikt. Detta omfattar både risk för direkt exponering av avfall och förorenad jord liksom påverkan på organismer i jorden och spridning av föroreningar. För många ämnen styrs riskbedömningen av kraven på miljöskyddet i marken. För t ex arsenik är det däremot spridning till yt- och grundvatten som dominerar riskerna. Sammantaget konstateras att någon form av åtgärder är nödvändiga för att minimera åtkomst samt spridning av föroreningar från glasbruken. Sammanfattningsvis har undersökningarna och riskbedömningarna vid glasbruken visat följande: Glasbruksverksamhet uppvisar användning av en mångfald kemiska och toxiska ämnen, varav vissa är att betrakta som branschspecifika eftersom de sällan förekommer i andra sammanhang. Undersökningar visar att betydande mängder av föroreningar förekommer i deponier, men även i bruksmarken. 45

47 Halterna av många ämnen är hög i avfall på deponierna och i mark runt bruken. Lakbarheten är begränsad tämligen höga K d -värden har beräknats glas har dock visats mer lakbart än vad som förväntades. De höga halterna medför trots begränsad lakbarhet att halterna i grundvatten såväl som i laktester är höga för många ämnen. Spridningsförutsättningar för föroreningar finns vid samtliga undersökta bruk normala svenska förhållanden råder med god vattentillgång och markvattenföring samt närhet till recipienter vid flertalet bruk. Både infiltrerande nederbörd och genomströmmande grundvatten ger signifikanta bidrag till den totala föroreningstransporten. Spridning har konstaterats i flera fall, dock bedöms den vid några av bruken vara av begränsad omfattning i dagsläget. Glasbruken ligger oftast nära ytvattendrag som fungerar som recipienter för det förorenade lakvattnet från deponier och bruksmark. Vattendragen är ofta klassade som skyddsobjekt med särskilda miljöintressen. Framtagna platsspecifika riktvärden för hälsa och miljö såväl som andra bedömningsgrunder överskrids i flera fall i deponi- och bruksmark. På basis av ovanstående har följande slutsatser dragits rörande åtgärdsbehovet för glasbruken i Sverige: Skydd mot oavsiktlig åtkomst erfordras (toxiska risker, skärskador, estetiska aspekter). En högsta acceptabel frigörelsetakt bör fastsällas för ett glasbruksområde, även för de fall där mycket hög utspädning sker till följd av hög vattenföring i recipienten. I annat fall finns risk för successiv ökning av sedimentförorening av nedströms sjöar och vattendrag. Stor mängd förorening och begränsad lakbarhet medför att spridningsförloppet och påverkanstiden blir lång vilket innebär att långsiktigt uthålliga åtgärder erfordras. I de utförda riskbedömningarna har vissa skyddsnivåer för markmiljö, ytvattenmiljö och hälsa valts med hänsyn till vilka risker föroreningar vid glasbruk kan ge upphov till. I en riskvärdering kan dessa skyddsnivåer komma att omvärderas vilket diskuteras nedan Val av skyddsnivåer i riskbedömningen påverkan på riskvärdering Lämpliga åtgärder för att förhindra spridning och exponering kan vara täckning av befintliga deponier eller uppgrävning av förorenat avfall och borttransport av avfall till befintliga deponier. Olika åtgärder för glasbruken och kostnader har utretts i Envipros delrapport. Den slutliga omfattningen av åtgärder och val av saneringsnivåer (mätbara åtgärdsmål) och funktionskrav för åtgärderna styrs av hur de övergripande åtgärdsmålen formulerats, dvs vilka krav/ambitionsnivåer som skall gälla avseende skyddet av hälsa och miljö, både i dagsläget och på längre sikt. Som underlag för den slutliga riskvärdering som skall göras av berörda parter har de aspekter i riskbedömningen som styr åtgärdsnivån och funktionskrav för åtgärderna lyfts fram. Beroende på vilka ställningstaganden som görs avseende dessa faktorer kan omfattningen av åtgärder komma att ändras: 46

48 Miljöeffekter i ytvattenrecipienter: krav på vilka halter som högst får uppkomma i nedströms liggande ytvattenrecipienter styr hur mycket utsläppen måste reduceras på kort och lång sikt. Stränga ytvattenkriterier leder till högre grad av reducering (t ex ökade krav på täckning för att minska infiltration och krav på urschaktning av avfall under grundvattenyta). Funktionskraven formuleras utgående från riskbedömningen. Tillämpningen av styrande kriterier för ytvattenrecipienten klarläggs därefter i riskvärderingen vilket kan medföra justeringar av funktionskraven. Miljöeffekter i jord: krav på maximala halter i jord/avfall för att skydda marklevande organismer är styrande för bedömningen av riskerna med många ämnen. Inga platsspecifika data rörande miljöeffekter pga föroreningssituationen vid glasbruken och deponierna finns. Istället används Naturvårdsverkets bedömningsgrunder (från generella riktvärden) samt multiplar på dessa värden (2xMKM innebär halverat miljöskydd jämfört med MKM). Synen på miljöskyddet för mark runt bruken samt i deponier bör diskuteras inom ramen för riskvärderingen. Hälsorisker vid intag av dricksvatten och fisk: huruvida uttag av dricksvatten i brunnar eller fisk i recipienter nedströms de aktuella objekten skall kunna ske eller ej skall klargöras i samband med riskvärderingen. Det är intag av främst arsenik som styr riskerna vid spridning till brunn/ytvatten och åtgärdsnivån och funktionskraven på åtgärder beror mycket på om dessa exponeringsvägar beaktas fullt ut. I den föreslagna metodiken föreslås att hänsyn tas till dessa exponeringsvägar. Långsiktighet: val av en specifik åtgärdsmetod (t ex täckning) kan förhindra både exponering och spridning, men kan innebära att restriktioner måste införas som syftar till att begränsa markanvändningen (grävning, byggnation, mm) och tillgängligheten av områdena. Begränsningar i markanvändning bör infogas i kommunens detalj- och översiktsplaner för att så långt det är möjligt säkerställa framtida kännedom om riskobjekt. Vilken långsiktighet som skall ligga till grund för val av åtgärder är en central del av riskvärderingen. Önskad säkerhetsmarginal: mindre omfattning av åtgärder kan generellt sägas ge ökade risker för hälsa och miljö, om inte i dagsläget så på sikt. En mindre omfattande åtgärd än vad riskbedömningen föreskriver, men ur ekonomisk hänsyn mer fördelaktig, kan medföra ökade risker för negativa effekter på hälsa och miljö. T ex kan övertäckning utan föregående uppgrävning av deponiavfall under grundvattenytan leda till att reduktionen av utsläppet inte blir tillräcklig. Påverkan av åtgärder som gör avsteg från resultaten från riskbedömningen måste bedömas från fall till fall. Beslut om avsteg görs som en del av riskvärderingen. Systemavgränsning: urgrävning och borttransport är ett ur miljöhänsyn bra alternativ för att reducera riskerna vid glasbruken. Detta medför dock ett stort antal transporter och innebär att föroreningen flyttas till annan plats. Riskvärderingen bör uppmärksamma behovet av riskbedömningar för alternativa lokaliseringar liksom risker förknippade med transporter och väga in dessa aspekter. Inverkan av åtgärden: miljöaspekterna vid själva åtgärden måste också klarläggas innan beslut om lämplig åtgärd kan fattas, t ex risk för spridning vid schaktning under grundvattenytan eller i nära anslutning till ytvattendrag. Detta kan dock normalt styras genom att ett kontrollprogram för saneringen upprättas. 47

49 Referenser EU (2002). 2003/33/EG. Rådets beslut av den 19 december 2002 om kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid avfallsdeponier i enlighet med artikel 16 i, och bilaga II till, direktiv 1999/31/EG. Gustavsson E. (1988), Nybro Kommun, Undersökning av glasbruksdeponier, Del I, Projektnr , Scandiaconsult Miljöteknik AB (Malmö ). KIFS (1994). Kemikalieinspektionens författningssamling 1994:12. Lyckebyåns vattenförbund (2001): Lyckebyån, Recipientkontroll 2002, HS Miljölab AB, Lännbom VA-teknik AB Länsstyrelsen i Kalmar län (2003a): Redovisning av grundvattenprovtagning , Länstyrelsen 2003 Länsstyrelsen i Kalmar län (2003b): Redovisning av avgränsningar av förorenade områden, Länsstyrelsen 2003 Länsstyrelsen i Kalmar län (2003c): Redovisning av genomförda provborrningar (borrptotokoll), Länsstyrelsen 2003 Naturvårdsverket (1996): Development of generic guideline values, Swedish Environmental Agency, Report Naturvårdsverket (1997a). Generella riktvärden för förorenad mark - beräkningsprinciper och vägledning för tillämpning. NV rapport 4638, Naturvårdsverket, Stockholm. Naturvårdsverket (1997b). Löslighet och kemisk förbehandling av kvicksilver i slutförvar, NV rapport 4772, Naturvårdsverket, Stockholm Naturvårdsverket och SPI (1998). Förslag till riktvärden för förorenade bensinstationer, Naturvårdsverket och Svenska Petroleum Institutet, NV Rapport 4889, Naturvårdsverket, Stockholm Naturvårdsverket (1999a). Bedömningsgrunder för miljökvalitet, sjöar och vattendrag. Rapport 4913, Naturvårdsverket, Stockholm RVF (2002). Bedömningsgrunder för förorenade massor, RVF Utveckling 02:09, SFS (2001). Avfallsförordningen, Svensk författningssamling. 2001:1063. SGU (1987): Beskrivningen till kartan över grundvattnet i Kronobergs län, Serie Ah nr 10, Sveriges geologiska undersökning 1987 SGU (1981): Beskrivningen och bilagor till Hydrogeologiska kartan över Kalmar län, Serie Ah nr 1, Sveriges geologiska undersökning SLV, 1993: SLV FS 1993:35, Livsmedelsverkets gränsvärden för dricksvatten, Bilaga 6 - Tabeller gränsvärden för dricksvatten, se

50 Bilaga 1 Bilaga 1. Objektsbeskrivningar och sammanfattning av tidigare utförda undersökningar vid glasbruk B1.1 Åfors glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning 1 B1.1.1 Tidigare utförda undersökningar 2 B1.1.2 Brunnsinventering 3 B1.2 Målerås glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning 3 B1.2.1 Tidigare utförda undersökningar 4 B1.2.2 Brunnsinventering 5 B1.3 Pukebergs glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning 6 B1.3.1 Tidigare utförda undersökningar 6 B1.3.2 Brunnsinventering 7 B1.4 Bergdala glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning 7 B1.4.1 Brunnsinventering 8 B1.5 Björkå glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning 8 B1.5.1 Brunnsinventering 9 B1.6 Historik och verksamhetsbeskrivning 10 B1.7 Provtagningar vid andra bruk 10 B1.8 Tidigare utförda laktester 11 B1.8.1 Tidigare laktester på material från Åfors och Pukeberg 11 B1.8.2 Undersökningar vid GLAFO 11 B1.8.3 Laktester inom Projekt Högsby-Ruda 12 Objektsbeskrivningar har upprättats i detta uppdrag för de fem utvalda objekten (se separat rapport av Envipro och Kemakta; 2002). En kort sammanfattning ges nedan för de aktuella bruken. En separat brunnsinventering har utförts för bruken som också redovisas. Brunnsinventeringen har baserats på: Sökning i SGUs brunnsarkiv Telefonintervju med Emmaboda, Uppvidinge, Lessebo och Nybro kommun Fältbesök 4-5 september 2002 I objektsbeskrivningen ges även en sammanfattning av de viktigaste slutsatserna rörande spridningsförutsättningar för de fem utvalda glasbruken som ges i rapporten Inventering av Förorenade områden enligt MIFO fas 1, Glasbruk i Kalmar och Kronobergs län, Länsstyrelsen i Kronobergs län I denna bilaga redovisas också en sammanfattning av hanterade ämnen och processer vid glasbruk, tidigare utförda laktester samt resultaten av tidigare utförda fältundersökningar och provtagningar vid andra glasbruk än de fem undersökta. Mer information och resultat rörande undersökningar för de fem utvalda bruken inom ramen för föreliggande uppdrag ges i bilaga 2 och 4. B1.1 Åfors glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning Den största delen av området runt glasbruket utgörs av hårdgjorda ytor såsom grus och asfalt samt gräsbevuxen markyta och skogsmark. Området utgörs av fyllnadsmassor och normaltäta jordar. Fastigheten ligger i nära anslutning till Lyckebyån som ca 1,5 km B1-1

51 Bilaga 1 nedströms är riksintresse för naturvården. Viktiga punktkällor för förorening är hytta, mängkammare och plats för infiltration av avloppsvatten. Platsen för deponeringen utgörs av myrmark, morän och odlingsmosse (sankmark). Deponin är stor med oklar avgränsning mot bruket men troligen har man börjat deponera närmast bruket och sedan fortsatt ut mot ån. Gränsen mot ån är tydlig. På en sträcka ligger deponin i direkt anslutning till ån. Deponiområdet är öppet och deponins yta utgörs av grus samt vegetation såsom gräs, buskar och träd. Deponin har täckts med grus allteftersom den blev full. Spridningsrisken i mark och grundvatten samt till ytvatten från området vid bruket bedöms som måttlig till stor och spridningsrisken från markytan har tidigare (i en MIFO-Fas1 inventering) bedömts som liten. Spridning via ytvatten bedöms som stor. Det dagvattensystem som finns på området är ett slutet dagvattensystem. De misstänkta föroreningarna, främst bly och arsenik, har mycket hög farlighet och föroreningsnivån bedöms som hög. Förorenade massor har tidigare grävts upp i samband med byggnation, men det är inte helt klarlagt vilka halter som finns kvar på platsen. Spridningsförutsättningarna från deponin till ytvatten bedöms som mycket stora då deponin ligger i direkt anslutning till Lyckebyån. Lyckebyån delas i två flöden invid bruksfastigheten. Det ena flödet rinner ca 10 meter från deponin för att sedan sammanstråla med det andra som rinner ca 50 m från deponin. Konduktivitetsmätningar i ån intill utsläppspunkterna för slipvatten (dåvarande och nuvarande utsläppspunkt) i samband med fältbesöket i september 2002 visade förhöjda värden i anslutning till utloppet från den gamla slambassängen (numera igensatt avlopp). Konduktiviteten var också något högre i närheten av deponin nedströms utloppen från sedimentationsbassängerna. B1.1.1 Tidigare utförda undersökningar Arsenik (As), bly (Pb) och barium (Ba) har lokaliserats till platser där processvatten tidigare infiltrerats. Som nämnts ovan upptäcktes dessa föroreningar vid schaktning i samband med ombyggnaden Prover i schakten visade höga halter av arsenik och mycket höga halter bly. Trots deponins läge i sankmark i närheten av Lyckebyån har tidigare undersökningar indikerat att det troligtvis inte läcker från deponin. De mätningar på vattenmossa som har genomförts har inte visat på någon tydlig påverkan på ån från deponin. Orrefors Kosta Boda har utfört egna undersökningar vid bruket i Åfors ( och ) i samband med ombyggnad för en planerad gasoltank som visar att halterna av arsenik i marken varierar mellan 2,6 mg/kg och mg/kg TS (medelvärde ca 700 mg/kg). Blyhalterna varierar mellan 35 och mg/kg TS (medel ca mg/kg). Utförda tillgänglighetstest på ett urval av proverna redovisas i stycke B1.8. B1-2

52 Bilaga 1 B1.1.2 Brunnsinventering En karta över lokaliserade brunnar i omgivningen runt Åfors ges i figur B1.1. Figur B1.1 Brunnar i omgivningen runt glasbruket i Åfors enligt SGUs brunnsarkiv. Tabell B1.1 Beskrivning av brunnar i omgivningen runt glasbruket i Åfors. ID Fastighet, beskr. Totaldjup Jorddjup Anv Typ Källa Anm 7 Glasbruk bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge 8 Glasbruk bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge Enligt Emmaboda kommun bör de flesta i fastigheter i området vara anslutna till det kommunala dricksvattennätet, undantag kan dock förekomma. B1.2 Målerås glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning År 1890 startade ett glasbruk ca 300 meter sydost om nuvarande plats byggdes en ny hytta på nuvarande plats. Terrängen inom och runt om bruket utgörs av hårda grusytor, gräsytor, markytor bevuxna med sly och mindre träd samt kärrmark. Större delen av fastigheten är relativt plan, den enda kuperingen som finns i området är på den plats där deponin är placerad. Inom området finns en brunn från vilken bruket tar industrivatten. Brunnen ingår i KTHs undersökning av grundvattenföroreningar i Målerås vattentäkt. Inom området finns en tydlig deponi. Deponin är placerad i kärrmark och förväntad recipient, Långegöl, har förbindelse med Ljungbyån. Deponin är bevuxen med sly och gräs. Deponins ovanyta är platt och lutningen ned mot staketet är relativt brant. Deponin är placerad i kärrmark och läcker föroreningar till grundvatten. Enligt en utredning (SCC) har upplagets mäktighet beräknats vara 0,5-2,5 meter. Deponin vid bruket har B1-3

53 Bilaga 1 enligt tidigare undersökningar visat sig läcka stora mängder metaller till grundvattnet. Grundvattenströmningen kring deponin är relativt komplicerad med avrinning åt flera håll. Användningen av grundvatten är ej klarlagd men ett flertal brunnar finns i området. B1.2.1 Tidigare utförda undersökningar Utredningar som tidigare utförts vid Målerås glasbruk är: - Scandiaconsult Miljöteknik AB (1988), Undersökning av glasbruksdeponier del I. - Scandiaconsult Miljöteknik AB (1989), Glasbruksdeponier- undersökningar 1989 del II. - Undersökning av grundvattenförorening vid Målerås vattentäkt, Nybro kommun, G Knutsson och E-L Thunquist, KTH, Enligt utredningen av Scandiaconsult (SCC, 1988) är arsenikhalten hög i grundvattenprov från deponin (620 och 860 µg/l i april respektive augusti). Övriga arsenikhalter uppströms och nedströms deponin var under detektionsgränsen 20 µg/l vilket är en hög detektionsgräns. Blyhalten uppmättes till respektive 910 µg/l i deponin och till µg/l vid ett tillfälle nedströms deponin. I övrigt var blyhalterna låga. Analyserade mossprover uppvisade förhöjda halter av arsenik, bor, bly och barium i en punkt nedströms och förhöjda halter arsenik, bor, kadmium och barium i en annan nedströmspunkt. Ytterligare 2 analyser av grundvattnet i ett rör nedströms deponin visade som högst 560 µg/l arsenik och 330 µg/l bly. Inte bara bly utan även barium konstaterades lakas ut. Undersökningar av mossa i Vapenbäcksån visade på höga bly- och arsenikhalter strax nedströms Långegöl (Länsstyrelsen Kalmar). Analyser av metallhalter i Långegöls utflöde visade en arsenikhalt på 100 µg/l och blyhalt på µg/l i vattnet ( Ljungbyån 2001, kommittén för samordnad kontroll i Ljungbyån). B1-4

54 Bilaga 1 B1.2.2 Brunnsinventering En karta över lokaliserade brunnar i omgivningen runt Målerås ges i figur B1.2. Figur B1.2 Brunnar i omgivningen runt Målerås enligt SGUs brunnsarkiv och fältbesök. Tabell B1.2 Beskrivning av brunnar i omgivningen runt glasbruket i Målerås. ID Fastighet, beskr. Totaldjup Jorddjup Anv Typ Källa Anm 1 Långaskruv 1: kommunal bergborrad SGU brunnsarkiv 3 Mårtensryd 7:1 85 industri bergborrad SGU brunnsarkiv 4 Mackamåla 1:4 72 bergborrad SGU brunnsarkiv 7 Långaskruv 1:11 31 hus bergborrad SGU brunnsarkiv ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge 17 BH ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge 18 BH ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge ** bergborrad SGU brunnsarkiv osäkert läge 21 Mackamåla 1: hus bergborrad SGU brunnsarkiv 22 Målerås 1: energi bergborrad SGU brunnsarkiv 23 Mårtensyd 1: energi bergborrad SGU brunnsarkiv 25 Glasbruk industri grävd Fältbesök osäkert läge **Troligen observationsbrunnar som omfattas av KTHs undersökningsprogram. Enligt Nybro kommun bör de flesta i fastigheter i närområdet vara anslutna till det kommunala dricksvattennätet, undantag kan dock förekomma. B1-5

55 Bilaga 1 B1.3 Pukebergs glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning Terrängen runt Pukebergs bruk utgörs av grus- och gräsytor. Runt bruksbyggnaden finns två områden där slipvatten har letts ut. Infiltration av processvatten har skett i marken/stenkista. Slipvatten från slipkammaren har under perioder letts ut i intilliggande bäck, Lindåsabäcken. Deponeringsområdet vid bruket breder ut sig över en relativt stor yta. Deponin är platt och relativt svår att avgränsa. Deponin är delvis öppen, täckt med massor från utbyggnad samt bevuxen med vegetation. Stora mängder glasbruksavfall ligger i deponin (2300 m 3 ) som är placerad i torr skogsmark. Inga ytvatten finns i direkt anslutning till deponin. Närmaste vattendrag är St Sigfridsån. Glasbruket är beläget på Nybroåsen som är sydöstra Sveriges största isälvsavlagring. Genom detta material är spridningsförutsättningarna mycket stora. Föroreningar som tidigare påvisats i grundvattnet är Pb, Cd, As, B och Ba. Även F och Sb förekommer troligen. Bostadshus finns i närheten av glasbruket. St Sigfridsån och Nybroåsen är klassade som Mycket högt naturvärde (klass II) enligt Kalmar läns naturvårdprogram. B1.3.1 Tidigare utförda undersökningar Tidigare utredningar: - Scandiaconsult Miljöteknik AB (1988), Undersökning av glasbruksdeponier del I. - Scandiaconsult Miljöteknik AB (1989), Glasbruksdeponier- undersökningar 1989 del II. - J&W (2001), Nybyggnation av lager mm. PM-översiktlig miljöteknisk markundersökning, Föroreningar har vid tidigare undersökningar (Scandiaconsult/SCC, 1988 och 1989) upptäckts i deponin, i marken intill objektet, utanför f d hyttor, vid infiltrationspunkt av slipvatten, vid f d mängkammaren m.m. I grundvattenrör placerade m norr och söder om glasbruket har det konstaterats att grundvattnet är förorenat. Föroreningarna som har upptäckts är bly, arsenik, kadmium, barium och bor. Även antimon och fluorid förekom. I en provtagningspunkt i deponin är arsenikhalterna liksom blyhalterna låga enligt undersökningarna. I två provpunkter var blyhalterna omkring µg/l. I samband med provgropsgrävning påträffades glasavfall och halterna bor, bly och barium var högre jämfört med andra platser. Vid provtagningarna har det även konstateras förhöjda halter av arsenik i vattenmossa. Läckaget från Pukeberg har i SCCs utredningar bedömts till 100 g arsenik, 900 g bor, 800 g bly, 15 g kadmium och 900 g barium årligen. Arsenikhalterna har bedömts vara klart förhöjda nedströms deponin. Vid en annan undersökning (J&W, 2001) påvisades förhöjda halter av både summa cancerogena PAH och övriga PAH i provpunkt 7 inom området. Mätningar med XRF visade förhöjda metallhalter i fyllnadsmassorna medan halterna enligt undersökningen var generellt låga i de underlagrande naturliga jordlagren. J&Ws undersökning visade också att arsenik-, bly- och bariumhalterna var höga. Metallhalterna i grundvatten var under dricksvattenkriterierna utom för kadmium. B1-6

56 Bilaga 1 B1.3.2 Brunnsinventering En karta över lokaliserade brunnar i omgivningen runt Pukebergs ges i figur B1.3. Figur B1.3 Brunnar i omgivningen runt Pukebergs enligt SGUs brunnsarkiv. Tabell B1.3 Beskrivning av brunnar i omgivningen runt glasbruket i Pukeberg. ID Fastighet, beskr. Totaldjup Jorddjup Anv Typ Källa Anm 7 Kajan 4, Nybro 160 bergborrad SGU brunnsarkiv övrigt bergborrad SGU brunnsarkiv övrigt bergborrad SGU brunnsarkiv 25 Pukaberg nr ** bergborrad SGU brunnsarkiv **Enl. uppg. från fältbesök används brunnen för bevattning Enligt Nybro kommun bör de flesta i fastigheter i området vara anslutna till det kommunala dricksvattennätet, undantag kan dock förekomma. B1.4 Bergdala glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning Den största delen av området runt glasbruket utgörs av hårdgjorda ytor såsom grus och asfalt samt gräsbevuxen markyta och skogsmark. Bruket ligger i en by med närbelägen villabebyggelse. Arsenik och bly har använts under lång tid vid glastillverkningen och det finns uppgifter att mäng grävts ner bakom bruket. I bruksområdet finns ett dike i vilken slipslammet leds ut. Diket övergår i torrare partier för att slutligen helt torka ut. I övrigt förekommer inte våtmark i skogsmarken bakom huvudbyggnaden. I skogen rinner ett biflöde till Fagerekeån som enligt SMHI är en del av huvudavrinningsområdet för Ronnebyån. I området runt bruket finns ett flertal otydliga deponier. B1-7

57 Bilaga 1 Hotat ytvatten och recipient för vatten från glasbruket i Bergdala är biflödet till Fagerekeån. Hästbäck, söder om Bergdala, är ett objekt med stora naturvärden i Kronobergs läns Naturvårdsprogram. Enligt uppgift har ett läckage från en dieseltank på glasbruksområdet påverkat en vattentäkt nedströms området. Detta påvisar att en hydrogeologisk förbindelse/spridningsväg finns med skyddsvärda objekt längre nedströms. Inga tidigare undersökningar har genomförts vid Bergdala glasbruk. B1.4.1 Brunnsinventering En karta över lokaliserade brunnar i omgivningen runt Bergdala ges i figur B1.4. Figur B1.4 Brunnar i omgivningen runt Bergdala enligt SGUs brunnsarkiv. Tabell B1.4 Beskrivning av brunnar i omgivningen runt glasbruket i Bergdala. ID Fastighet, beskr Totaldjup Jorddjup Anv Typ Källa Anm 4 1:35 kommunal* bergborrad kommun osäkert läge, ej i bruk 5 1:26 och 1:27 kommunal* bergborrad kommun osäkert läge 6 1:33 hus** bergborrad kommun osäkert läge 7 1:22 hus osäkert kommun osäkert läge *Kommunal brunn avstängd p g a oljespill **Brunnen försörjer även 1:32 B1.5 Björkå glasbruk sammanfattande objektsbeskrivning Terrängen inom och runt bruksområdet utgörs till största delen av öppen yta, gräsbevuxen terräng samt skogs- och kärrmark. Större delen av fastigheten är relativt plan. Bakom huvudbyggnaden lutar marken mot skogsbrynet. Två deponier ligger bakom hyttområdet i ett kärrområde. I Kronobergs läns naturvårdsinventering är vattendraget Badeboån med omgivning ett par hundra meter B1-8

58 Bilaga 1 nedströms klassat som vattendrag med mycket höga naturvärden. Det finns bäckar i skogsmarken invid deponierna samt ett dike som leder ned till Badeboån vilket ökar spridningsrisken. Spridningsförutsättningarna från deponierna ner mot Badeboån gynnas av det våtområde som börjar i nederkant av deponierna, samt av ett dike som leder ned till ån. Innehållet i deponierna är inte helt klarlagt, dock utgörs den ena huvudsakligen av glasbrukavfall och den andra även av hushållsavfall. Inga tidigare undersökningar har genomförts vid Bergdala glasbruk. B1.5.1 Brunnsinventering En karta över lokaliserade brunnar i omgivningen runt Björkå ges i figur B1.5. Figur B1.5 Brunnar i omgivningen runt Björkå enligt SGUs brunnsarkiv. Tabell B1.5 Beskrivning av brunnar i omgivningen runt glasbruket i Björkå. ID Fastighet Totaldjup Jorddjup Anv Typ Källa Anm 10 1:44 hus grävd fältbesök ej i bruk 11 1: hus bergborrad fältbesök försörjer 1:36, 1:42, 1:8, 1:35 * 12 1:10 (1:41) hus grävd fältbesök 13 1:35 hus grävd kommun ej i bruk 14 1:32 hus grävd fältbesök försörjer 1:18, 1:40, 1: :18 hus grävd fältbesök 16 1:24 hus grävd fältbesök 17 1:25 hus grävd fältbesök *Enligt Uppvidinge kommun försörjer brunnen även 1:44 och 1:31 B1-9

59 Bilaga 1 B1.6 Historik och verksamhetsbeskrivning De huvudsakliga råvarorna vid glasframställning av sodaglas är kvartssand kalciumkarbonat (kalk)och natriumkarbonat (soda) medan för kristallglas används kvartsand, kaliumkarbonat (pottaska) och blymönja. Vissa ämnen med miljö- och hälsofarliga egenskaper används också vid glasframställningen. Bly används vid framställning av kristallglas (stabilisator), arsenik vid framställning av vissa kristallglas (luttringsmedel) och kadmium ingår som bas i många gula och röda färgämnen (Länsstyrelsen i Kronobergs Län, 2001). Ytterligare ett stort antal ämnen används som pigment i olika färger. De föroreningar som förekommer i störst omfattning vid glasbruk och/eller har störst påverkan på hälsa och miljö är bly (Pb), arsenik (As) och kadmium (Cd) samt i viss mån även antimon (Sb), barium (Ba), bor (B), fluor (F) och andra tungmetaller. I mer detalj omfattar glasframställningen användning av följande ämnen och material: Glasbildare: Kvartssand (SiO 2 ), borax (Na 2 B 4 O 7 ), borsyra (H 3 BO 3 ). Flussmedel: Soda (Na 2 CO 3), pottaska (K 2 CO 3 ). Stabilisatorer: Kalk (CaCO 3 ), blyoxid (Pb 3 O 4 ), baryt (BaCO 3 ), zinkoxid (ZnO), dolomit (MgCO 3 CaCO 3 ), fältspat (K 2 O Al 2 O 3 6SiO 2 ). Luttringsmedel: Arseniktrioxid (As 2 O 3 ), antimontrioxid (Sb 2 O 3 ), natriumsulfat (Na 2 SO 4 ), natrium- eller kaliumnitrat (salpeter, NaNO 3, KNO 3 ). Färgämnen: Järn- och kromoxid (Fe/Cr; grönt), koppar- och koboltoxid (Cu/Co; blått), manganoxid (Mn; violett), kol och svavel (brunt), selen- och kadmiumsulfid (Se/Cd; rött), Se i kombination med Fe (brun färg) och nickel (Ni). Även några mindre vanliga ämnen som uran (U), praseodym (Pr), neodym (Nd) och cerium (Ce) användes ibland som färgämnen ( 2001). Praseodym ger en klargul färg, neodym ger skuggor som varierar från violett till vinrött och uran ger en svagt gul färg. Grumlingsmedel: kalciumfosfat (Ca(PO 4 ) 2 ) och fluorider (kryolit/ aluminiumtrinatriumhexafluorid; Na 3 AlF 6 eller flusspat/kalciumfluorid; CaF 2 ). I samband med efterbearbetning av glaset, t ex polering, användes bl a pimpstensmjöl, tennoxid (Magnusson, 1998) och ceriumoxid och vid etsning användes fluorvätesyra (HF). Använda mängder av ovanstående ämnen varierar för olika glasbruk. Vid tillverkning av hushållsglas ("sodaglas") ingår i enstaka satser 0,5 viktsprocent BaO respektive B 2 O 3, och vid tillverkning av kontinuerlig glasfiber viktsprocent B 2 O 3. Helkristall innehåller % PbO. Restprodukter från glasindustrin utgörs av glaskross, råvaruspill, sliperiavfall, avskiljt slam från reningsanläggningar samt avskiljt stoft från filter. De två senare avfallsslagen har uppkommit på senare år, och förekommer bara till viss del på de deponier som ingår i undersökningen. B1.7 Provtagningar vid andra bruk I samband med en rörgravsgrävning tog Uppvidinge kommun prov på jord och grundvatten vid Lindshammar Glasbruk. Analyserna visade att halten arsenik i jord uppgick till 320 mg/kg, bly till mg/kg och kadmium till 390 mg/kg. Även zinkhalten befanns hög, mg/kg TS. I grundvattnet uppmättes förhöjda halter av flera ämnen; As 28 µg/l, Pb 84 µg/l, Cd 49 µg/l och Zn 380 µg/l. Barium och strontium B1-10

60 Bilaga 1 uppmättes i halter av µg/l respektive 120 µg/l. Det är inte känt var proverna är tagna. B1.8 Tidigare utförda laktester B1.8.1 Tidigare laktester på material från Åfors och Pukeberg Utförda tillgänglighetstest på ett urval av proverna från Åfors (stycke B1.1.1) visade att den lakbara fraktionen av arsenik och antimon utgjorde ca 10 % av totalhalterna i proven (medel av 4 st). Bly hade låg utlakning i tre av proven (1-6%) medan ett prov uppvisade hög lakbar andel av totalhalten (44%). Den lakbara andelen av kadmium utgör ca 25% av totalhalten. Tidigare lakförsök (tillgänglighetstester) på material från Pukeberg har bl a visat att arsenik lakade i två prover till ca 4 respektive 40 % av totalhalten medan lakbarheten för bly uppgick till 1,6 respektive 4,2 % av totalhalten (J&W, 2001). B1.8.2 Undersökningar vid GLAFO GLAFO, 1999 Vid GLAFO har lakförsök gjorts på mängavfall för att studera löslighet av bly, arsenik, barium och antimon vid tre olika ph (rent vatten, ph 4 och ph 13). Testerna utfördes på rena råvaror och beskrev således inte utlakning från ett fast material där koncentrationsgradienter kan uppstå. Bly (mäng med upp till 30% PbO) lakade mest vid ph 4 och ph 13 ( mg Pb/l) och hade ett löslighetsminimum vid ph 8,5 (10 mg/l). Arsenik (<0,5% As 2 O 3 ) lakade mest vid höga ph >8 (180 mg/l) och hade ett utlakningsminimum vid ph ca 6 (2 mg/l). Barium och antimon hade relativt konstant löslighet vid ph 4-7 (2 mg/l) med lägst utlakning vid ph ca 6. Vid ph>8,5 ökade utlakningen något (4-6 mg/l). Mobiliteten av bly och arsenik minskar enligt undersökningen kraftigt om ph kan hållas vid ca Testerna visade att 4 m 3 vatten/m 3 mäng krävs för att lösa upp all soda (löslighet 70 kg/m 3 ), vilket även kommer att lösa ut höga halter arsenik och bly. Initialt lakade 10 gram Pb per kg mäng ut vid testet. Med en utlakningshastighet på gram/m 3 skulle resterande mängd bly laka ut i nästkommande 7-15 m 3 vatten per kg mäng. I tid motsvarar den initiala utlakningsperioden från en deponi (5 l/m 2, år) enligt en beräkning i rapporten ca 800 år (4 m 3 vatten skall passera deponin per m 2 ). Glafo, 1989 Glafo har även gjort provsmältning av mängavfall som sedan testats med urlakningsförsök (L/S 10, uttag av vatten efter 1 v och 1 mån, daglig omrörning, Rapport nr 6336:1, 1989). Testet visade att: den utlakade mängden bly är proportionell mot glasets blyhalt. Den totala utlakade mängden bly vid ph 4,3 är låg för krossat material (0,1-2 mm) och mycket låg för glas i styckebitar. Mängd utlakad bly är minst den dubbla eller mer vid ph =1 jämfört med ph = 4,3. B1-11

61 Bilaga 1 I finkrossat material lakas ut 4-8 gånger mer bly än glas i styckebitar vid ph 1.Vid ph 4,3 lakas 8-18 ggr mer bly ut i finkrossat material. Utlakningen är konstant efter ca 1 vecka. I sur lösning sker vid glasytan en utlösning av alkalier, bly, kalcium, etc. Det sker därmed en anrikning av kisel på ytan som gör att utlakningen kommer att minska. Först vid ph 10 går även kiselsyraskiktet i lösning varmed en mer fullständig upplösning erhålls. B1.8.3 Laktester inom Projekt Högsby-Ruda I samband med utvärderingen av laktester i den föreliggande studien av fem glasbruk har även laktester som utförts i Projekt Ruda-Högsby beaktats (tvåstegs skaktester, tillgänglighetstest och kolonntest på fyllnadsmaterial från glasbruksområdet samt på glaskross). Dessa har bland annat visat att föroreningar i glas med undantag av arsenik kan lakas ut i samma omfattning som föroreningar i deponimaterial från glasavfallsdeponier. Bedömt Kd-värde, dvs grad av fastläggning, för material från glasbruksområdet i Ruda är 70 l/kg och utgår från utförda laktester. Referenser: Bilagornas referenser ges i huvudrapport. B1-12

62 Bilaga 2 Bilaga 2. Utförande och resultat av undersökningar vid fem utvalda bruk B2.1 Undersökningsprogram 1 B2.2 Kemiska analyser 2 B2.2.1 Kemiska totalhaltsanalyser vid Analytica 2 B2.2.2 Kemiska totalhaltsanalyser vid GLAFO 2 B2.3 Provberedning 4 B2.3.1 Provberedning vid Analytica 4 B2.3.2 Provberedning vid GLAFO 4 B2.4 Resultat av fältprovtagning och analys 4 B2.4.1 Uppmätta totalhalter i deponimaterial och glas 4 B2.4.2 Uppmätta totalhalter i utfyllnadsmaterial runt bruken 7 B2.4.3 Jämförelse av uppmätta halter i dubbelprov 10 B2.4.4 Uppmätta halter i halter i grundvatten 11 B2.4.5 Uppmätta halter i halter i ytvatten 15 B2.4.6 Sammanfattning av halter i deponi-, grund- och ytvatten 16 B2.4.7 Uppmätta halter i halter i sediment 18 B2.4.8 PM Avvikelser vid provtagningarna vid glasbruken 18 B2.5 Analyserade provtagningspunkter 20 I denna bilaga ges en beskrivning av det undersökningsprogram som utförts på fem utvalda glasbruk inom föreliggande utredning. Bilagan redovisar även resultat av analyser i jord (fyllnadsmaterial, glas och deponiavfall) och vatten (grund-, lak-, och ytvatten) i form av figurer. Samtliga analysresultat redovisas i bilaga 6 (analysprotokoll) och i sammanfattande tabeller i bilaga 5 (B5.10-B5.12). Utförande och resultat av de laktester som ingick i undersökningsprogrammet redovisas i bilaga 3. B2.1 Undersökningsprogram Ett program för fältprovtagningar och analyser planerades och utfördes under hösten 2002 vid fem utvalda objekt (Åfors, Pukeberg, Målerås, Björkå och Bergdala). Upplägget beskrivs i ett upprättat förslag till undersökningsprogram (Kemakta och Envipro, se separat rapport). Provtagningen omfattar ett basprogram för samtliga bruk och ett specialprogram för två utvalda objekt (Åfors och Pukeberg). Det planerade upplägget sammanfattas i tabeller i kommande stycken. I stort utfördes programmet enligt plan. Vissa ändringar jämfört med planerat upplägg skedde dock i fält i samband med provtagningen. Länsstyrelsen i Kalmar län, som utförde provtagningen vid bruken, har sammanfattat de viktigaste avvikelserna från provtagningsplanen i ett PM, som återges sist i denna bilaga. Avvikelser rörande antal provpunkter och kemiska analyser i olika medier framgår av tabell B5.10-B5.12 i bilaga 5, där resultaten av samtliga utförda analyser redovisas. Kartor med analyserade provtagningspunkter i olika medier för samtliga fem bruk ges sist i denna bilaga (LSTs kartor). Undersökningsprogrammet har även omfattat planering och utförande av laktester. Utförande och resultat av utförda laktester beskrivs i detalj i bilaga 3. B2-1

63 Bilaga 2 B2.2 Kemiska analyser Kemiska analyser har utförts på fyllnads- och deponimaterial, grundvatten inklusive deponivatten, ytvatten och sediment. I analysprogrammet ingår ämnen som direkt kan hänföras till glasbruksverksamheten, främst arsenik, bly, kadmium, antimon, barium, zink och bor. Ett urval av ämnen som koppar, kobolt, fluor, selen, tenn, uran, cerium, praseodym, m fl har också analyserats. På samtliga bruk har ett par bredspektraanalyser av flera metaller utförts. Analys har skett vid Analytica och GLAFO, se tabell B2.1. B2.1 Analysprogram Fasta prover (Analytica) Typ av analys Analys 1a (inkl specialämnen) MG-1* + B, Sb, Se, U, Ce, Pr och Nd. Analys 1b MG-1 + B, Sb, Se. Analys tillägg fluorid Vattenlakning (F-) Analys 3 (sediment) M-2 (As, Pb, Cd, Ba, B, Sb, Co, Zn ) Fasta prover (GLAFO) As, Pb Vattenprov (Analytica) Analys 4a (inkl specialämnen) V-2** + Sb, U, Ce, Pr och Nd Analys 4b V-2 + Sb, B Tillägg selen V-3a** (Se) Tillägg fluorid V-3a (F-) Lakanalyser (Analytica) Se tabell B2.2 *MG-1: As, Ba, Be, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, La, Mo, Nb, Ni, Pb, S, Sc, Sn, Sr, V, W, Y, Zn, Zr, SiO 2, Al 2 O 3, CaO, Fe 2 O 3, K 2 O, MgO, MnO 2, Na 2 O, P 2 O 5, TiO 2. **V-2/V-3a: Ca, K, Mg, Na, S, Si, Sr, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Hg, Mn, Mo, Ni, P, Pb, Zn (kursiva ämnen ges i V-3a). B2.2.1 Kemiska totalhaltsanalyser vid Analytica Analys av ämnen enligt MG-1 innebär att totalhalter, inklusive silikatbundna ämnen, i glaset bestäms. MG-1 innebär smältning med litiummetaborat följt av upplösning i utspädd salpetersyra. För bestämning av vissa ämnen som avgår vid upphettning (As, Cd, Pb, mfl) lakas provet före smältning i 7M salpetersyra i sluten teflonbehållare i mikrovågsugn (Analys M-2). Analys M-2 anger "lakbar" halt (syralakning). Denna analys brukar användas för att ange föroreningsinnehållet i förorenade jordar (där silikatbundna ämnen i jordpartiklar ej är av intresse). B2.2.2 Kemiska totalhaltsanalyser vid GLAFO Totalhalterna bly respektive arsenik har kvantifierats i proverna enligt SS-ISO (uppslutning med HF, HClO 4 ). Kvantifieringen har utförts med atomabsorption / atomisering med flamma (bly) respektive via hydridgenerering (arsenik). Vid utvärderingen måste man dels beakta att allt glas har fragmenterats och återfinns i den analyserade fraktionen, dels att det är totalhalterna som redovisas (GLAFO analysprotokoll). B2-2

64 Bilaga 2 Tabell B2.2 Sammanfattning av planerat upplägg av kemiska analyser och laktester i provtagningsprogrammet för fem glasbruk. Slutligt utförande redovisas i bilaga 5 (resultat av utförda kemiska analyser). Område Medium Kemisk Lab Antal Tot analys** per bruk Basprogram Deponier (alla) Deponiavfall Bredspektra Analytica 2 10 Deponier (alla) Deponiavfall Begränsad Analytica 1 5 Deponier (alla) Deponiavfall Begränsad GLAFO 6 30 Mark runt bruken (alla) Jord/fyll/glas Bredspektra Analytica 1 5 Mark runt bruken (alla) Jord/fyll/glas Begränsad Analytica 1 5 Mark runt bruken (alla) Jord/fyll/glas Begränsad GLAFO 3 15 Referensprov (1 st) Mark (Åfors) Bredspektra Analytica 1 1 Referensprov (1 st) Grundvatten (Åfors) Bredspektra Analytica - -* Deponier (3 st) Deponivatten Begränsad Analytica 2 6 Mark runt bruken (3 st) Grundvatten Begränsad Analytica 1 3 Specialprogram (2 st) Deponier Deponivatten Bredspektra Analytica 1 2 Deponier Deponivatten Begränsad Analytica 1 2 Mark runt bruken Grundvatten Bredspektra Analytica 1 2 Omgivning bruk/deponi Grundvatten Bredspektra Analytica 2 4 Omgivning bruk/deponi Grundvatten Begränsad Analytica 3 6 Laser ablation Glasbitar (ytligt flertal Analytica 2 4 resp djupt) ämnen Kolonntest Deponiavfall Analys A-B Analytica 1 2 Skaktest Deponiavfall Analys A-B Analytica 1 2 Skaktest Jord/fyll/glas Analys A-B Analytica 1 2 Mättnadsförsök Glasbitar Analys A-B Analytica 1 2 Mättnadsförsök Deponiavfall (2 Analys A Analytica 2 4 kornstorlekar) Nedströms objekten Ytvatten Begränsad Analytica (Pukeberg, Åfors) Nedströms objekten Sediment Begränsad Analytica (Pukeberg, Åfors) Omgivning bruk/deponi Brunnar (Pukeberg) Begränsad Analytica 1 1 Stenkista Slam (Pukeberg) Bredspektra Analytica 1 1 Utfyllnad/deponi Grv-rör 2001 (Pukeberg) Begränsad Analytica 1 1 Specialprogram (övrigt) Nedströms objekten Brunn (Bergdala) Pb, As, Ba Analytica 1 1 Nedströms objekten Brunnar (Björkå) Begränsad Analytica 3 3 Deponi Äpplen (Pukeberg) Flera ämnen Analytica 1 1 * sammanfaller med ett av fem grundvattenrör i specialprogrammet för Åfors ** bredspektra ~ analys 1a och 4a, eventuellt med tillägg (Se, F). begränsad ~1b och 4b. B2-3

65 Bilaga 2 B2.3 Provberedning B2.3.1 Provberedning vid Analytica Provberedningen vid Analytica har gått till på följande sätt: sållning på 4 mm av i burkar inkommet material, återläggning av eventuella glasbitar (ca 3-4 cm glasskärv, dock ej stora klumpar av glas), torrsubstansbestämning (TS) på delprov, torkning av resterande prov och avskiljning av ca 1/3 representativt prov i en spaltdelare (förslag att ej sikta allt prov utan en delmängd för att förenkla hanteringen). Uttagen delmängd krossas och mals, varefter analys enligt tabell B2.1 utfördes (MG-1). B2.3.2 Provberedning vid GLAFO Provberedningen av proverna vid GLAFO har gått till på i princip samma sätt som vid Analytica, vad gäller återläggning av glas, mm. Provberedningen har följt riktlinjerna i svensk standard, SS-ISO 11464: Proverna har lufttorkats och därefter siktats genom en 4 mm sikt. Fragment av glas större än 4 mm har krossats och återförts till den finfraktion som analyserats. Mängden glas har bestämts gravimetriskt, liksom mängden prov mindre än 4 mm och den totala provvikten, se laboratorieprotokoll i bilaga 6. B2.4 Resultat av fältprovtagning och analys B2.4.1 Uppmätta totalhalter i deponimaterial och glas Uppmätta halter i prover tagna i deponerat material vid de fem undersökta glasbruken redovisas för ett urval ämnen i figurerna B.2.1a-e. För en fullständig redovisning av samtliga analyserade halter hänvisas till tabellerna B5-10-B5.12 i bilaga 5. Kortfattade kommentarer ges i det följande till de uppmätta halterna. För arsenik varierar halterna i avfallsmaterial från deponier från cirka 10 mg/kg till mer än mg/kg. Pukeberg uppvisar generellt de lägsta arsenikhalterna (medelhalt 147 mg/kg) följt av Åfors och Björkå (391 respektive 532 mg/kg). Arsenikhalterna i Bergdala och Målerås ligger båda väsentligt högre (2 671 respektive mg/kg). Blyhalterna varierar från knappt 10 mg/kg till nära mg/kg. Även för bly är halterna lägst i Pukeberg (medelhalt mg/kg), följt av Björkå (1 398 mg/kg). Medelhalterna är ca 3, 10 respektive 30 ggr högre för övriga glasbruk, dvs Åfors (4 048 mg/kg), Bergdala mg/kg) och Målerås ( mg/kg). Bor som används som råvara för vissa typer av resistent glas återfinns endast sporadiskt i det deponerade materialet och vanligen i låga halter mellan 20 och 40 mg/kg. Barium uppvisar relativt lika halter vid de undersökta glasbruken. Den högsta medelhalten erhålls för Bergdala, medan Åfors och Björkå har de lägsta medelhalterna. Kadmiumhalterna är i särklass högst vid Bergdala, men är förhöjd även vid Pukeberg. Vid övriga glasbruk är halterna låga. Halterna av kobolt är genomgående låga vid de undersökta bruken vilket är en aning förvånande med tanke på den vanligt förekommande användningen av kobolt för framställning av blått glas. Krom liksom koppar förekommer i höga halter enbart vid Björkå, medan halterna vid övriga bruk ligger på några tiotal mg/kg. Antimon förekommer i de högsta halterna i Pukeberg och Åfors, medan halterna vid övriga bruk är väsentligt lägre. Selen har B2-4

66 Bilaga 2 förhöjda halter i Pukeberg och någon förhöjning i Bergdala och Åfors. För zink indikerar mätningarna förhöjda halter i främst Björkå samt i viss mån i Pukeberg. Två analyser har utförts på glasbitar från Pukeberg respektive Åfors. Resultaten från dessa analyser redovisas i bilaga 3. Se även analyser genomförda med laser ablationteknik samt laktester i som redovisas i Bilaga 3. Bergdala - Deponiområde mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.1a Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från deponiområdet i Bergdala (8 prov). Björkå - Deponiområde mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.1b Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från deponiområdet i Björkå (9 prov). B2-5

67 Bilaga 2 Målerås - Deponiområde mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.1c Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från deponiområdet i Målerås (8 prov). Pukeberg - Deponiområde mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.1d Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från deponiområdet i Pukeberg (10 prov). B2-6

68 Bilaga 2 Åfors - Deponiområde mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.1e Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från deponiområdet i Åfors (11 prov). B2.4.2 Uppmätta totalhalter i utfyllnadsmaterial runt bruken Uppmätta halter i prover tagna i jord inom bruksområdena, dvs främst fyllnadsmaterial runt bruksbyggnaderna, vid de fem undersökta glasbruken redovisas för ett urval ämnen i figurerna B2.2a-e. För en fullständig redovisning av samtliga analyserade halter hänvisas till resultat i tabellerna B5.10-B5.12 i bilaga 5. Kortfattade kommentarer till de uppmätta halterna ges nedan. För arsenik varierar halterna från enstaka mg/kg till mer än mg/kg. Pukeberg uppvisar generellt de lägsta arsenikhalterna i jord från bruksområdena (medelhalt 39 mg/kg) följt av Åfors och Björkå (95 respektive 153 mg/kg). Arsenikhalterna i Målerås och Bergdala ligger båda väsentligt högre (278 respektive 972 mg/kg). Detta följer mönstret från analyserna av deponerat material, dock är halterna lägre. Blyhalterna varierar från knappt 10 mg/kg till drygt mg/kg. Blyhalterna är lägst i Björkå och Pukeberg (medelhalt 104 mg/kg respektive 236 mg/kg). Medelhalterna för övriga glasbruk varierar mellan cirka och mg/kg. Bor som används som råvara för vissa typer av resistent glas återfinns endast sporadiskt i jordmaterialet från bruksområdena och vanligen i låga halter mellan 10 och 65 mg/kg, med de högsta halterna i Målerås och de lägsta i Pukeberg och Åfors. Barium uppvisar relativt lika halter i marken vid de undersökta glasbruken. De högsta medelhalterna erhålls för Björkå och Bergdala, medan Åfors och Målerås har de lägsta medelhalterna. Kadmiumhalterna är högst vid Bergdala, men är förhöjd även vid Pukeberg. Vid övriga glasbruk är halterna av kadmium låga. Halterna av kobolt är genomgående låga vid de undersökta bruken. Krom liksom koppar förekommer i måttliga halter vid samtliga bruk och ligger på några tiotal mg/kg, som mest cirka 100 mg/kg. Antimon förekommer i halter upp till 12 mg/kg. Inga detekterbara halter påträffas i markprover från bruksområdena i Pukeberg B2-7

69 Bilaga 2 och Åfors. Halterna vid övriga bruk är relativt lika och de högsta halterna återfinns vid Björkå. Selen har genomgående låga halter. För zink indikerar mätningarna förhöjda halter i främst Björkå. Vid övriga glasbruk är halterna måttliga. Bergdala - Bruksmark mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.2a Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från bruksmarken i Bergdala (4 prov). Björkå - Bruksmark mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.2b Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från bruksmarken i Björkå (5 prov). B2-8

70 Bilaga 2 Målerås - Bruksmark mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.2c Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från bruksmarken i Målerås (4 prov). Pukeberg - Bruksmark mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.2d Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från bruksmarken i Pukeberg (6 prov). B2-9

71 Bilaga 2 Åfors - Bruksmark mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.2e Uppmätta halter för ett urval ämnen i jordprover från bruksmarken i Åfors (9 prov). B2.4.3 Jämförelse av uppmätta halter i dubbelprov Uppmätta halter vid upprepade analyser på prov från samma provpunkt och djup (men olika burkar eller mättillfälle) visar på stora variationer. Detta åskådliggörs i figur B2.3 och figur B2.4. Variationerna tros bero på att: - stora heterogeniteter förekommer i deponi- och utfyllnadsmaterialet - en liten provmängd används för analys vilket får större effekt på resultatet i ett heterogent provmaterial. - en varierande mängd glas återläggs efter siktning, innan utförande av kemisk analys (subjektiv bedömning av representativitet vid provberedning). B2-10

72 Bilaga Åfors fastfas (lak) Åfors Fastfas (initialt) Pukeberg fastfas (lak) Pukeberg Fastfas (initialt) mg Pb/kg TS Halt (mg/lg TS) As Ba Pb Figur B2.3. Variation i uppmätta totalhalter på prov från samma plats och djup mg Zn/kg TS Åfors fastfas (lak) Åfors Fastfas (initialt) Pukeberg fastfas (lak) Pukeberg Fastfas (initialt) Halt (mg/kg TS) Cd Co Cr Cu Ni Sb Zn B Figur B2.4. B2.4.4 Variation i uppmätta totalhalter på prov från samma plats och djup. Uppmätta halter i halter i grundvatten Uppmätta halter av arsenik och bly i grundvatten på glasbruken i Pukeberg och Åfors presenteras på kartor i figur B2.5 till B2.8. Uppmätta halter i deponivatten Analyser har utförts på vattenprov tagna i grundvattenrör som installerats i deponerat material vid de studerade glasbruken. En sammanställning av genomsnittliga halter för de olika glasbruken har gjorts vilket presenteras grafiskt i figurerna B2.5a-c. Resultaten har sammanställts som medelhalter för vart och ett av de analyserade grundämnena. B2-11

73 Bilaga 2 Som exempel är medelhalten för arsenik i samtliga grundvattenprov cirka 120 µg/l. En utvärdering av uppmätta halter görs i stycket om riskbedömning i huvudrapporten samt i bilaga 5 (inklusive tabeller). Observera den logaritmiska skalan i figurerna. Vattenanalyser från Grundvatten i deponi Medelhalter i vatten (mikrog/l) Alla Pukeberg Åfors Bergdala Björkå Målerås 1 µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn B2.5a Sammanställning av medelhalter för arsenik, bly, bor, barium, kadmium, kobolt, krom, koppar, antimon, selen och zink i analyserade grundvattenprov (totalt 9 analyser) från deponierna vid de fem bruken. Vattenanalyser från Grundvatten i deponi Medelhalter i vatten (mg/l) Alla Pukeberg Åfors Bergdala Björkå Målerås 1 mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l F Ca Fe K Mg Na Si S B2.5b Sammanställning av medelhalter för fluor, kalcium, järn, kalium, magnesium, natrium, kisel och svavel i analyserade grundvattenprov (totalt 9 analyser) från deponierna vid de fem undersökta glasbruken. B2-12

74 Bilaga 2 Vattenanalyser från Grundvatten i deponi Medelhalter i vatten (mikrog/l) Alla Pukeberg Åfors Bergdala Björkå Målerås 1 µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l Ce Hg Mo Nd Ni Pr U B2.5c Sammanställning av medelhalter för cerium, kvicksilver, molybden, neodym, nickel, praseodym och uran i analyserade grundvattenprov (totalt 9 analyser) från deponiområdena vid de fem undersökta glasbruken. Uppmätta halter i grundvatten vid bruksbyggnad Medelvärdet av uppmätta halter i grundvatten från bruksområdena vid de fem undersökta glasbruken visas i figurer B2.6a-c. Inget rör är satt i bruksmarken vid Björkå glasbruk. Observera den logaritmiska skalan i figurerna. Vattenanalyser från Grundvatten i mark Medelhalter i vatten (mikrog/l) Alla Pukeberg Åfors Bergdala Björkå Målerås 1 µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.6a Medelhalt arsenik, bly, bor, barium, kadmium, kobolt, krom, koppar, antimon, selen och zink i grundvatten från bruksområdena (totalt 7 st). B2-13

75 Bilaga 2 Vattenanalyser från Grundvatten i mark Medelhalter i vatten (mg/l) Alla Pukeberg Åfors Bergdala Björkå Målerås 1 mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l F Ca Fe K Mg Na Si S Figur B2.6b Medelhalter för fluor, kalcium, järn, kalium, magnesium, natrium, kisel och svavel i analyserade grundvattenprov (totalt 7 analyser) från bruksområdena. Observera den logaritmiska skalan. Vattenanalyser från Grundvatten i mark Medelhalter i vatten (mikrog/l) Alla Pukeberg Åfors Bergdala Björkå Målerås 1 µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l Ce Hg Mo Nd Ni Pr U Figur B2.6c Medelhalter för cerium, kvicksilver, molybden, neodym, nickel, praseodym och uran i analyserade grundvattenprov (totalt 7 analyser) från bruksområdena. Observera den logaritmiska skalan. B2-14

76 Bilaga 2 B2.4.5 Uppmätta halter i halter i ytvatten Medelvärdet av uppmätta halter i ytvattenrecipienterna från bruksområdena vid Åfors och Pukeberg samt medelvärdet av alla ytvattenprov visas i figurerna B2.7a-b. Inga ytvattenanalyser gjordes i Bergdala, Björkå eller Målerås. Vattenanalyser från Ytvatten Medelhalter i vatten (mikrog/l) Alla Pukeberg Åfors Bergdala Björkå Målerås 1 µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B2.7a Medelhalter för arsenik, bly, bor, barium, kadmium, kobolt, krom, koppar, antimon, selen och zink i analyserade ytvattenprov (totalt 4 analyser). Observera den logaritmiska skalan. Vattenanalyser från Ytvatten Medelhalter i vatten (mg/l) Alla Pukeberg Åfors Bergdala Björkå Målerås 1 mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l F Ca Fe K Mg Na Si S Figur B2.7b Medelhalter för fluor, kalcium, järn, kalium, magnesium, natrium, kisel och svavel i analyserade ytvattenprov (totalt 4 analyser. Observera den logaritmiska skalan. B2-15

77 Bilaga 2 B2.4.6 Sammanfattning av halter i deponi-, grund- och ytvatten Nedan ges fyra sammanfattande figurer av uppmätta halter av arsenik och bly i grundvatten i deponier, runt bruksbyggnad och i grundvattenrör nedströms områdena samt uppmätta halter i ytvatten nedströms bruken. Resultaten avser de fördjupade undersökningar som utfördes vid Pukeberg och Åfors under hösten Figurerna är framtagna av Kemakta i programmet MapInfo. Uppmätta halter i provtagna brunnar i Björkå redovisas i tabell B5.11 i bilaga 5 samt i analysprotokoll i bilaga 6. Arsenik 10 till 50 (1) 1 till 10 (2) 0 till 1 (8) PY 1 PG 19 PG 18 PB 1 PG 12 PJ&W grusplan PG SCC PG 11 PJ&W deponi PG 1 Figur B2.8 Arsenikhalter (µg/l) i grundvatten (deponi- och bruksmark samt nedströms) och i ytvatten vid provtagning 2002 vid glasbruket i Pukeberg. Ur GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Gävle. Medgivande M2001/6615. B2-16

78 Bilaga 2 Bly 1 till 10 (3) 0 till 1 (8) PY 1 PG 19 PG 18 PB 1 PG 12 PG J&W grusplan PG SCC PG 11 PG J&W deponi PG 1 Figur B2.9 Blyhalter (µg/l) i grundvatten (deponi- och bruksmark samt nedströms) och i ytvatten vid provtagning 2002 vid glasbruket i Pukeberg. Ur GSD- Fastighetskartan Lantmäteriverket Gävle. Medgivande M2001/6615. Arsenik 50 till 150 (2) 10 till 50 (2) 1 till 10 (3) 0 till 1 (4) ÅY 1 ÅG 16 ÅG 20 ÅG 11 ÅG 17 ÅG 2 ÅY 2 ÅG 1 ÅG 19 ÅY 3 ÅG 18 Figur B2.10 Arsenikhalter (µg/l) i grundvatten (deponi- och bruksmark samt nedströms) och i ytvatten vid provtagning 2002 vid glasbruket i Åfors. Ur GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Gävle. Medgivande M2001/6615. B2-17

79 Bilaga 2 Bly 50 till 100 (2) 1 till 10 (6) 0 till 1 (3) ÅY 1 ÅG 16 ÅG 20 ÅG 11 ÅG 17 ÅG 2 ÅY 2 ÅG 1 ÅG 19 ÅY 3 ÅG 18 Figur B2.11 Blyhalter (µg/l) i grundvatten (deponi- och bruksmark samt nedströms) och i ytvatten vid provtagning 2002 vid glasbruket i Åfors Ur GSD- Fastighetskartan Lantmäteriverket Gävle. Medgivande M2001/6615. B2.4.7 Uppmätta halter i halter i sediment Ett sedimentprov uttogs i Kärringagölen i St Sigfridsån vid Pukeberg, se karta sist i denna bilaga. Erhållna halter ges i tabell B.2.3 nedan. De uppmätta halterna bedöms vara låga. Inga sedimentprov kunde tas ut i Åfors pga hårda bottnar utan sediment. Tabell B.2.3 Metallhalter i sediment i ytvattenrecipienten vid Pukeberg. As B Ba Cd Co Pb Sb Zn mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS mg/kg TS B2.4.8 PM Avvikelser vid provtagningarna vid glasbruken Nedan sammanfattas de avvikelser som uppkom i fält hösten 2002 från planerat upplägg. Avsnitt B2.4.8 är upprättat av Länsstyrelsen i Kalmar, Målerås G11 flyttades till rakt utanför mängkammaren p g a el- och gasledningar intill väggen. Handgrävning av P16 intill väggen där G11 skulle varit - oljeförorenat. Vid P13 var det berg efter ca 0.5 m, den flyttades därför några tiotal meter längre bort från bruket. P5 grävdes som ett dike. B2-18

80 Bilaga 2 Björkå G11 flyttades till mellan G1 och G2 eftersom inget vatten påträffats vid P12 och en väg går längs sidan av bruket. Vid P14 låg nya massor, P14 flyttades därför till slänten intill väggen vid sidan om lastbryggan. Sedan gjordes en grävning för hand längst in på gårdsplanen denna kallades P15. Det misstänkta dumpningsområdet en bit från bruket rekades. Där stod grundvattnet i marknivå så provgropsgrävning ansågs meningslöst och slopades också p g a tidsbrist. Pukeberg G17 testades något längre från vägen än enligt kartan. Block eller berg efter ca 2.60 m, grävning med grävare för kontroll troligen berg, inget vatten. Flyttade G17 närmare vägen och något närmare det befintliga SCC-röret. Borret fastnade och gick av efter ca 2.6 m. Beslöt då att slopa G17. Sannolik bergklack som skär av grundvattnet i jord ner mot ån. Vid borrning av G16 på framsidan av bruket stötte vi på berg efter ca 2.5 m. Då sannolikheten att hitta vatten i närheten inte ansågs stor och det i området finns mycket ledningar samt mörkret närmade sig beslöt vi att slopa även denna. G1 borrades, vi lyckades inte komma ner till grundvatten med grävaren trots fyra meter djupa gropar. Vid P15 var det berg efter ett par dm. Åfors Flera provgrävningar i deponins ytterkanter visade på fyllnadsmassor, block etc., men inget glasavfall. Glasavfall hittades endast (i större mängder) i deponins centrala delar och närmast ån. G2 flyttades därför ca 40 m mot deponins mer centrala delar (vid vägens slut). P3 flyttades närmare vägen (bort från ån) eftersom inget deponerat material verkade finnas vid den ursprungliga platsen. P12 ströks då det på platsen nyligen hade schaktats och där nu finns en elcentral. När schaktningen utfördes tog Orrefors Kosta Boda själva prover för analys (Anders Davidsson). G11 flyttades några meter närmare hyttan. S2 och S3 (sediment) kunde inte tas p g a avsaknad av sediment och mycket forsande vatten. Bergdala Det konstaterade att en stor vattenpöl vid P12 innehöll olja, troligen från det stora oljeläckaget som ännu inte är sanerat. Pratade med Lessebo kommuns miljöchef Ulla- Britt Rundqvist. Hon meddelade att sanering av oljan ska ske snarast (upphandling pågår) och att massorna då också kommer att analyseras på As och Pb. Vid undersökningar gjorda av Mark&Vatten Ingenjörena i Växjö sattes också några g.v.-rör som kan användas. P g a detta och tidsbrist slopades P12 och P15. Där G13 var utmärkt fanns risk för elkablar, en grop grävdes därför en bit från G13 men berg nåddes innan vatten så inget rör kunde sättas, denna grop kallades P12. G1 sattes mellan P3 och P4 då det var huvuddeponin. Där G1 skulle varit grävdes en provgrop som kallades P13. P14 slopades då berg går i dagen på hela den sidan bruket. B2-19

81 Bilaga 2 B2.5 Analyserade provtagningspunkter B2-20

82 Bilaga 2 B2-21

83 Bilaga 2 B2-22

84 Bilaga 2 B2-23

85 Bilaga 2 Referenser: Bilagornas referenser ges i huvudrapport. B2-24

86 Bilaga 3 Bilaga 3. Karakterisering av avfall och jord B3.1 Uppmätta totalhalter 1 B3.1.1 Likheter inom och mellan bruk 1 B3.1.2 Materialinnehåll likheter mellan bruk 13 B3.2 Laktester 13 B3.2.1 Utförda laktester 13 B3.2.2 Provberedning inför utförande av laktester 14 B3.2.3 Resultat av laktester 15 B3.2.4 Jämförelse av lakbarhet (Kd) mellan och inom bruk 19 B3.2.5 Sammanfattande slutsatser 21 B3.2.6 Klassning för deponering resultat från laktester 21 B3.3 Fastläggning av metaller och beräkning av Kd-värden 29 B3.3.1 Resultat från in-situ beräkningar 29 B3.3.2 Val av Kd-värden för platsspecifik riktvärdesmodell 29 B3.4 Laser ablation - utlakning under lång tid i deponier 30 B3.4.1 Uppmätta totalhalter i glas genom laser ablation 31 B3.4.2 Slutsatser 31 B3.1 Uppmätta totalhalter B3.1.1 Likheter inom och mellan bruk Jämförelser av samtliga fasta analyser Ett försök har gjorts att värdera om analyserade halter från de olika bruken i statistisk mening kan sägas härröra från samma population, dvs om variabiliteten mellan olika glasbruk är mindre än variabiliteten mellan prov tagna på olika platser vid ett och samma glasbruk. Utvärderingen har gjorts med ett students t-test (antas ensidig fördelning och tvåsampeltest med olika varians, så kallat heteroskedastiskt test). Resultaten sammanfattas i figur B3.1. Generellt kan sägas att resultaten visar en låg till måttlig sannolikhet för att det finns ett statistiskt samband mellan prov från olika glasbruk. Detta är särskilt tydligt för arsenik och bly där endast enstaka parjämförelser överstiger 10% sannolikhet. B3-1

87 Bilaga 3 Students T-test 50.00% 45.00% 40.00% 35.00% 30.00% 25.00% 20.00% 15.00% 10.00% Pukeberg jämfört med Åfors Pukeberg jämfört med Bergdala Pukeberg jämfört med Björkå Pukeberg jämfört med Målerås Åfors jämfört med Bergdala Åfors jämfört med Björkå Åfors jämfört med Målerås Bergdala jämfört med Björkå Bergdala jämfört med Målerås Björkå jämfört med Målerås "Medelvärde" 5.00% 0.00% As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn Figur B3.1. Resultat från students t-test för att statistiskt pröva om parvisa urval från olika glasbruksområden kan antas härröra från samma population. Diagrammet anger sannolikheten att urvalen kommer från samma population exemplifierat för ett urval grundämnen. Jämförelser av arsenikhalter och blyhalter mellan bruk I figur B3.2 visas genomsnittliga arsenikhalter i samtliga fasta prov från de olika glasbruken. Figuren ger även standardavvikelse samt max- och min-halter. Den genomsnittliga arsenikhalten i samtliga 79 fastfasanalyser är 837 mg/kg TS. Det kan noteras att standardavvikelsen är så hög som 1 860, vilket visar att spridningen är mycket stor. Max-värdet är mg/kg, vilket är mycket högt, medan min-värdet är så lågt som 0,3 mg/kg, vilket torde motsvara ett oförorenat material med endast naturlig bakgrundshalt. En jämförelse mellan de olika bruken visar att Pukeberg, Åfors och Björkå har genomsnittshalter mellan mg As/kg, medan Bergdala och Målerås har genomsnittshalter på drygt mg As/kg. Om istället max-halterna jämförs så blir bilden likartad, även här är halterna väsentligt högre i Bergdala och Målerås. För minhalterna kan konstateras att samtliga är förhållandevis låga, dock kan proverna från Pukeberg och Åfors betraktas som så låga att de torde kunna representera oförorenade material med naturlig bakgrundshalt av arsenik. Baserat på jämförelsen av samtliga fastfasanalyser av arsenik kan således hypotesen att variabiliteten inom ett enskilt bruk är högre än variabiliteten mellan olika bruk inte styrkas. Detta styrks även av det students t-test som redovisas ovan, varför hypotesen preliminärt bör kunna förkastas beträffande arsenik. Bly uppvisar ett likartat mönster vilket redovisas i figurerna B3.5-B3.7. B3-2

88 Bilaga 3 Arsenik - Fastfasanalyser från Alla prov & Alla lab Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=79 Pukeberg n=18 Åfors n=21 Bergdala n=13 Björkå n=14 Målerås n=12 0 Figur B3.2. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i samtliga analyserade fasta prov (deponi- och bruksområden) från de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 79 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. Arsenik - Fastfasanalyser från Deponiprov & Alla lab Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=47 Pukeberg n=11 Åfors n=11 Bergdala n=8 Björkå n=9 Målerås n=8 0 Figur B3.3. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i fasta prov från deponiområden vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 47 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. B3-3

89 Bilaga 3 Arsenik - Fastfasanalyser från Markprov & Alla lab Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=28 Pukeberg n=6 Åfors n=9 Bergdala n=4 Björkå n=5 Målerås n=4 0 Figur B3.4. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i fasta prov från bruksmark vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 28 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. Bly - Fastfasanalyser från Alla prov & Alla lab Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=79 Pukeberg n=18 Åfors n=21 Bergdala n=13 Björkå n=14 Målerås n=12 1 Figur B3.5. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i samtliga analyserade fasta prov (deponi- och bruksområden) från de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 79 stycken. Max- och minhalterna visas i logaritmisk skala. B3-4

90 Bilaga 3 Bly - Fastfasanalyser från Deponiprov & Alla lab Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=47 Pukeberg n=11 Åfors n=11 Bergdala n=8 Björkå n=9 Målerås n=8 1 Figur B3.6. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i fasta prov från deponiområden vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 47 stycken.max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. Bly - Fastfasanalyser från Markprov & Alla lab Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=28 Pukeberg n=6 Åfors n=9 Bergdala n=4 Björkå n=5 Målerås n=4 1 Figur B3.7. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i fasta prov från bruksmark vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 28 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. B3-5

91 Bilaga 3 Jämförelse av analyser av arsenik och bly utförda vid olika analyslaboratorier Nedan jämförs de analyser av arsenik och bly som utförts vid Analytica AB och Glafo. Det måste understrykas att syftet inte varit att genomföra så kallade benchmarktester där samma prov analyserats av respektive laboratorium. I denna studie har olika prov analyserats av de olika laboratorierna. Det kan dock vara av visst intresse att göra jämförelser av resultaten i form av hela populationer av värden snarare än de enstaka analyserna och diskutera iakttagna skillnader som underlag för metodikutvecklingen för glasbruk. Som framgår av figurerna B3.8 och B3.9 så kan en signifikant skillnad noteras i analyserade arsenikhalter mellan de två laboratorierna. De 55 analyserna vid Analytica är i genomsnitt 432 mg As/kg TS, medan de 24 analyserna vid Glafo har ett genomsnitt av mg As/kg TS. Skillnaden i analyserade blyhalter är likartad vilket framgår av figurerna B3.10 och B3.11. Jämförelserna har gjorts något mer detaljerade i figurerna B3.12 och B3.13 (markprov arsenik), B3.14 och B3.15 (markprov bly), B3.16 och B3.17 (deponiprov arsenik) samt B3.18 och B3.19 (deponiprov bly). I samtliga fall är mönstret likartat med väsentligt högre genomsnittshalter i de analyser som utförts vid Glafo. Skillnaden kan fullt möjligt vara rent slumpartad. Som framgår av tidigare jämförelser mellan olika prover från olika glasbruk så är variabiliteten mycket stor. En annan faktor, som dock kan vara värt att reflektera över från metodiksynpunkt, är hur proven förbehandlats inför analyserna. I tidigare avsnitt redogörs för den detaljerade hanteringen och förbehandlingen av proverna samt de använda analysmetoderna. Det kan konstateras att de uppslutningsmetoder som använts har något olika syften. B3-6

92 Bilaga 3 Arsenik - Fastfasanalyser från Alla prov & Analytica Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=55 Pukeberg n=18 Åfors n=21 Bergdala n=5 Björkå n=5 Målerås n=5 0 Figur B3.8. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i samtliga analyser av fasta prov från de fem glasbruken utförda av Analytica. Totala antalet analyser är 55 stycken. Max- och minhalterna visas i logaritmisk skala. Arsenik - Fastfasanalyser från Alla prov & Glafo Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=24 Pukeberg n=0 Åfors n=0 Bergdala n=8 Björkå n=9 Målerås n=7 1 Figur B3.9. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i samtliga analyser av fasta prov från de fem glasbruken utförda av Glafo. Totala antalet analyser är 24 stycken. Max- och minhalterna visas i logaritmisk skala. B3-7

93 Bilaga 3 Bly - Fastfasanalyser från Alla prov & Analytica Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=55 Pukeberg n=18 Åfors n=21 Bergdala n=5 Björkå n=5 Målerås n=5 1 Figur B3.10. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i samtliga analyser av fasta prov från de fem glasbruken utförda av Analytica. Totala antalet analyser är 55 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. Bly - Fastfasanalyser från Alla prov & Glafo Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=24 Pukeberg n=0 Åfors n=0 Bergdala n=8 Björkå n=9 Målerås n=7 1 Figur B3.11. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i samtliga analyser av fasta prov från de fem glasbruken utförda av Glafo. Totala antalet analyser är 24 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. B3-8

94 Bilaga 3 Arsenik - Fastfasanalyser från Markprov & Analytica Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt 1000 Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala 50 0 Alla n=22 Pukeberg n=6 Åfors n=9 Bergdala n=3 Björkå n=2 Målerås n=2 0 Figur B3.12. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i samtliga analyser utförda av Analytica på fasta prov från bruksmark vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 22 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. Arsenik - Fastfasanalyser från Markprov & Glafo Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=6 Pukeberg n=0 Åfors n=0 Bergdala n=1 Björkå n=3 Målerås n=2 1 Figur B3.13. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i samtliga analyser utförda av Glafo på fasta prov från bruksmark vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 6 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. B3-9

95 Bilaga 3 Bly - Fastfasanalyser från Markprov & Analytica Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala 0 Alla n=22 Pukeberg n=6 Åfors n=9 Bergdala n=3 Björkå n=2 Målerås n=2 1 Figur B3.14. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i samtliga analyser utförda av Analytica på fasta prov från bruksmark vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 22 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. Bly - Fastfasanalyser från Markprov & Glafo Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=6 Pukeberg n=0 Åfors n=0 Bergdala n=1 Björkå n=3 Målerås n=2 1 Figur B3.15. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i samtliga analyser utförda av Glafo på fasta prov från bruksmark vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 6 stycken. Max- och minhalterna visas i logaritmisk skala. B3-10

96 Bilaga 3 Arsenik - Fastfasanalyser från Deponiprov & Analytica Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=30 Pukeberg n=11 Åfors n=11 Bergdala n=2 Björkå n=3 Målerås n=3 0 Figur B3.16. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i samtliga analyser utförda av Analytica på fasta prov från deponier vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 30 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. Arsenik - Fastfasanalyser från Deponiprov & Glafo Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=17 Pukeberg n=0 Åfors n=0 Bergdala n=6 Björkå n=6 Målerås n=5 1 Figur B3.17. Genomsnittliga arsenikhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och min-halter) i samtliga analyser utförda av Glafo på fasta prov från deponier vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 17 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. B3-11

97 Bilaga 3 Bly - Fastfasanalyser från Deponiprov & Analytica Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=30 Pukeberg n=11 Åfors n=11 Bergdala n=2 Björkå n=3 Målerås n=3 1 Figur B3.18. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i samtliga analyser utförda av Analytica på fasta prov från deponier vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 30 stycken. Max- och min-halterna visas i logaritmisk skala. Bly - Fastfasanalyser från Deponiprov & Glafo Medelvärde Standardavvikelse Maxhalt Minhalt Medelhalt & Stdavv (mg/kg) Max- & Min-halter (mg/l) OBS Logaritmisk skala Alla n=17 Pukeberg n=0 Åfors n=0 Bergdala n=6 Björkå n=6 Målerås n=5 1 Figur B3.19. Genomsnittliga blyhalter (medelvärde, standardavvikelse, max- och minhalter) i samtliga analyser utförda av Glafo på fasta prov från deponier vid de fem glasbruken. Totala antalet analyser är 17 stycken. Max- och minhalterna visas i logaritmisk skala. B3-12

98 Bilaga 3 B3.1.2 Materialinnehåll likheter mellan bruk Andelen glasavfall av den totala mängden material i deponierna uppgår till ca 80 % för Pukeberg och 50% för Åfors enligt bedömningar av Länsstyrelsen i Kalmar vid observationer i fält och analys av material i provburkar. En indikation om mängden större glasbitar i relation till finpartikulärt glas fås från resultat av siktningar. För Pukeberg bedöms ca 75% vara under 20 mm, 40 % under 8 mm, 20% under 2 mm, 10 % under 0,5 mm och 5% under 0,2 mm. För Åfors är motsvarande värden ca 60%, 36%, 18%, 10% respektive 6%. Ingen skillnad kunde ses i glasinnehåll mellan ytjord och djupare jord. Det såg okulärt inte likadant ut i deponierna på alla bruk. För bruksmarken bedömdes dock fyllnadsmaterialet ha likartad sammansättning. Andelen pulver/ej smält mäng/slipslam (hotspots) kan inte uppskattas. B3.2 Laktester B3.2.1 Utförda laktester Tre olika typer av laktester har utförts på deponimaterial, glaskross samt fyllnadsmaterial från markområdena runt Åfors och Pukeberg: Skaktest (tvåstegslakning) L/S 2 och L/S 10 enligt EN på - deponimaterial. - fyllnadsmaterial från mark runt bruksbyggnad. Kolonntest med 7 olika L/S-tal från 0,1 till 10 enligt pr EN på deponimaterial. Mättnadsupplösningstest på - deponimaterial i två olika fraktioner (< 2mm och > 2 mm). - glasbitar/kross från deponi. Utförda laktester samt avvikelser från plan sammanfattas i tabell B3.1 för Åfors och tabell B3.2 för Pukeberg. TabellB3.1 Urval av jordprov för lakning från Åfors Prov-id Område Laktest Laktest Avvikelse Å G2 0,6-1,2 Deponi Kolonntest pr EN eller NEN 7343 Ingen Å G2 0,6-1,2 Deponi skaktest EN enligt standard Ingen Å G2 0,6-1,2 Deponi Mättnads Mättnadsupplösningstest * Ingen Å G20 0-0,5 Mark runt bruk skaktest EN enligt standard Laktest på malt prov istället för på 4 mm** Å Glasbitar Åfors glaskross Mättnads Mättnadsupplösningstest * Ingen Tabell B3.2 Urval av jordprov för lakning från Pukeberg Prov-id Område Laktest Laktest Avvikelse Pu P5 0-1,1 Deponi Kolonntest pr EN eller NEN 7343 Ingen Pu P5 0-1,1 Deponi skaktest EN enligt standard Ingen Pu P5 0-1,1* Deponi Mättnads Mättnadsupplösningstest * Ej utfört** Pu P13 0,6-0,9lakn Mark runt bruk skaktest EN enligt standard Laktest på malt prov istället för på 4 mm** Pu Glasbitar Pukeberg glaskross Mättnads Mättnadsupplösningstest * Ej utfört** * Jord från ett antal önskvärda punkter för lakning hade malts ned eller saknade dubbelprov från fältprovtagning (bla Pu P ). ** Registrerings- och hanteringsmiss vid Analytica, se Analyticas avvikelserapport, bilaga 6. B3-13

99 Bilaga 3 Samtliga laktester utom kolonntesterna utfördes vid Analytica i Luleå. Kolonntesterna utfördes vid NGI i Norge. Kemiska analyser på fastfasprov och eluat utfördes vid Analytica. Vilka kemiska ämnen som analyserats vid lakning ges i tabell B3.3. Tabell B3.3 Analyser på jord och eluat vid laktester vid Pukeberg och Åfors (ingående analyserade ämnen i grupp 1b och 4b ges i bilaga 2). Deponi, kolonn antal Analyser: 1 fastfas, 7 eluat per test (*) Lakning 2 Pukeberg 1 fastfas 1 Analys 1b Pukeberg 1 eluat 1 Analys 4b+Se på eluat med lägst LS-tal Pukeberg 4 eluat 4 Analys 4b Åfors 1 fastfas 1 Analys 1b Åfors 5 eluat 5 Analys 4b Deponi, tvåstegs antal Analyser: 1 fastfas, 2 eluat per test Lakning 2 Pukeberg 1 fastfas 1 Analys 1b Pukeberg 2 eluat 2 Analys 4b+Se Åfors 1 fastfas 1 Analys 1b Åfors 2 eluat 2 Analys 4b Glasbitar, mättnadsförsök antal Analyser: 1 fastfas, 1 eluat per test Lakning 2 Lakning är enligt uppgift påbörjad! Pukeberg 1 fastfas 1 Analys 1b Pukeberg 1 eluat 1 Analys 4b+Se Åfors 1 fastfas 1 Analys 1b Åfors 1 eluat 1 Analys 4b Deponimaterial, mättnadsförsök antal Analyser: 1 fastfas, 1 eluat per test Lakning 2 2 per bruk (< 2 mm; > 2 mm) (**) Åfors 2 fastfas 2 Analys 1b Åfors 2 eluat 2 Analys 4b Mark, tvåstegs antal Analyser: 1 fastfas, 2 eluat per test Lakning 2 Pukeberg 1 fastfas 1 Analys 1b Pukeberg 2 eluat 2 Analys 4b+Se Åfors 1 fastfas 1 Analys 1b Åfors 2 eluat 2 Analys 4b (*) ursprungligen planerades endast 5 eluat analyseras. (**) Test på jord från Pukeberg ej utfört pga registreringsmiss vid Analytica. Anm. Fastfashalt i vissa fall ej bestämd i delprov från det prov som lakades, dock från samma punkt och nivå. B3.2.2 Provberedning inför utförande av laktester Kolonntest och skaktest Provberedning för laktester följer provberedningen för totalhaltsanalyserna med den skillnaden att det glas som återläggs efter siktning på 4 mm inte mals men krossas så att det passerar 4 mm sikten. Mättnadsupplösningstest på glas Glasbitar för mättnadsupplösningstest var ca 3-5 cm stora. På laboratoriet tvättades glasbitarna enligt instruktion rena från jordrester och sönderdelades/krossades till ca 0,5-3 mm. Ett delprov togs ut för fastfasanalys. Därefter utfördes laktestet på glasbitar som fick ligga i avjoniserat vatten under ca 2 månader. Då och då skedde omblandning. Kemisk analys utfördes på eluat. Eluaten filtreras med 0,45 µm sprutfilter. B3-14

100 Bilaga 3 Mättnadsupplösningstest på olika fraktioner Lakning gjordes på två fraktioner; < 2 mm och > 2 mm enligt följande: materialet sållades vid 2 mm och jord/fyll och glasbitar större än ca 1 cm plockades bort. Till materialet i fraktionen 0,2 mm-1 cm lades eventuella glasbitar i form av något större skärvor (upp till ca 3 cm) tillbaka. Ett delprov togs ut för fastfasanalys. Därefter utfördes laktestet på jord som fick ligga i avjonat vatten under ca 3 mån. Då och då skedde omblandning. Mängd prov och vatten skulle enligt instruktion vara ungefär samma som i motsvarande test på glasbitar (ca g jord, relativt liten volym vatten ca L/S 2). Kemisk analys utfördes på eluat som filtrerades med 0,45 µm sprutfilter. B3.2.3 Resultat av laktester Uppmätta halter i eluat Uppmätta halter i eluat vid olika laktester redovisas i figurerna B3.20-B3.23. Halterna är mycket höga av flera metaller, bl a arsenik, antimon, barium och bly GLAS Åfors L/S 2 µg/l Halt i eluta (µg/l) GLAS Puke-berg L/S 2 µg/l Å G2 0,6-1,3 L/S 2 µg/l Å G2 0,6-1,4 L/S 10 µg/l Pu P5 0-1,2 L/S 2 µg/l Pu P5 0-1,3 L/S 10 µg/l ÅG ,6 L/S 2 µg/l ÅG ,7 L/S 10 µg/l Pu P13 0,6-0,9 (max) L/S 2 µg/l Pu P13 0,6-0,9 (max) L/S 10 µg/l Å G2 0,6-1,2 <2mm Mättn. ~LS2 µg/l Å G2 0,6-1,2 2-4mm Mättn. ~LS2 µg/l As Ba Pb Sb Figur B3.20. Laktest på deponimaterial från Åfors och Pukeberg. Uppmätta halter av arsenik och bly i eluat från skaktest och mättnadsupplösningstest. B3-15

101 Bilaga 3 Halt i eluat (µg/l) As µg/l Pb µg/l Halt i fastfas, As och Pb (mg/kg TS): Å G2 (Åfors) = mg As/kg, mg Pb/kg Pu P5 (Pukeberg) = mg/kg, mg Pb/kg 0 L/S 0,1 L/S 0,2 L/S 0,5 L/S 1,0 L/S 2,0 L/S 5,0 L/S 10,0 L/S 0,1 L/S 0,2 L/S 0,5 L/S 1,0 L/S 2,0 L/S 5,0 L/S 10,0 Åfors Pukeberg Figur B3.21. Laktest på deponimaterial från Åfors (Å G2 0,6-1,2) och Pukeberg (Pu P5 0-1,1). Uppmätta halter av arsenik och bly i eluat från kolonntest, 7 L/Skvoter Sb µg/l Halt i eluat (µg/l) Halt Sb i fas tfas (m g/kg TS): Å G2 (Åfors) = 337 mg/kg Pu P5 (Pukeberg) = 203 mg/kg L/S 0,1 L/S 0,2 L/S 0,5 L/S 1,0 L/S 2,0 L/S 5,0 L/S 10,0 L/S 0,1 L/S 0,2 L/S 0,5 L/S 1,0 L/S 2,0 L/S 5,0 L/S 10,0 Åfors Pukeberg Figur B3.22. Laktest på deponimaterial från Åfors (Å G2 0,6-1,2) och Pukeberg (Pu P5 0-1,1). Uppmätta halter av antimon i eluat från kolonntest, 7 L/S-kvoter. B3-16

102 Bilaga 3 Utlakbara mängder I figuren nedan ges lakbar mängd av olika föroreningar per kg torrsubstans. 25 Utlakad mängd förorening per prov (mg/kg TS) GLASKROSS (Å) L/S 2 GLASKROSS (P) L/S 2 DEPONIMATERIAL (Å) L/S 2 DEPONIMATERIAL (Å) L/S 10 DEPONIMATERIAL (P) L/S 2 DEPONIMATERIAL (P) L/S 10 FYLL BRUKSMARK (Å) L/S 2 FYLL BRUKSMARK (Å) L/S 10 FYLL BRUKSMARK (P) L/S 2 FYLL BRUKSMARK (P) L/S 10 DEPONI < 2 mm (Å) L/S 2 DEPONI 2-4 mm (Å) L/S 2 0 As Ba Cd Co Cr Cu Ni Pb Sb Se Zn B Sr Figur B3.23. Utlakad mängd av olika metaller av det totala innehållet i provet. Olika laktester på material från Åfors och Pukeberg. I figurerna B3.24 och B3.25 nedan ges lakbar andel av olika föroreningar av total mängd i provet (%) från kolonntester och i figur B3.26 från skaktester. Alla ämnen är ej mätta i eluat/fast fas i samtliga lakningar, se bilaga 6. Ackumulerad utlakad mängd (%) L/S 0.1 L/S 0.2 L/S 0.5 L/S 1 L/S 2 L/S 5 L/S As Ba Cd Co Cr Cu Hg Mn Mo Ni Pb Sb Se Zn B Sr Figur B3.24. Ackumulerad utlakad mängd av olika metaller från kolonntest på deponimaterial (inkl krossat glas) från Åfors. Anm. Selen ej mätt i eluat. B3-17

103 Bilaga 3 Ackumulerad utlakad mängd (%) L/S 0.1 L/S 0.2 L/S 0.5 L/S 1 L/S 2 L/S 5 L/S As Ba Cd Co Cr Cu Hg Mn Mo Ni Pb Sb Se Zn B Sr Figur B3.25. Ackumulerad utlakad mängd av olika metaller från kolonntest på deponimaterial från Pukeberg. Anm. Selen endast mätt i eluat efter första L/S-talet; utlakad mängd vid L/S 0,1 = 0,015%. Ackumulerad utlakbar mängd (%) GLASKROSS (Å) L/S 2 GLASKROSS (P) L/S 2 DEPONIMATERIAL (Å) L/S 2 DEPONIMATERIAL (Å) L/S 10 DEPONIMATERIAL (P) L/S 2 DEPONIMATERIAL (P) L/S 10 FYLL BRUKSMARK (Å) L/S 2 FYLL BRUKSMARK (Å) L/S 10 FYLL BRUKSMARK (P) L/S 2 FYLL BRUKSMARK (P) L/S 10 DEPONI < 2 mm (Å) L/S 2 DEPONI 2-4 mm (Å) L/S As Ba Cd Co Cr Cu Ni Pb Sb Se Zn B Sr Figur B3.26. Ackumulerad utlakad mängd av olika metaller från skaktester på olika materialtyper från Åfors och Pukeberg. Anm. Utlakbar mängd vid L/S 10 för deponimaterial visas med siffra i figuren. B3-18

104 Bilaga 3 B3.2.4 Jämförelse av lakbarhet (Kd) mellan och inom bruk I figurerna B3.27-B3.30 visas ett urval av beräknade Kd-värden från de utförda laktesterna som tillsammans med tidigare redovisade grafer stödjer slutsatserna som ges i kapitel As L/S 2 L/S 2 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 Kd (l/kg) L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mättnad mättnad min (kolonn) max (kolonn) medel (kolonn) min (kolonn) max (kolonn) medel (kolonn) GLAS GLAS Åfors Puke Deponi Åfors Deponi Puke Bruksmark Åfors Bruksmark Puke Deponi Deponi < 2-4mm 2mm Deponi Åfors Deponi Puke Figur B3.27. Jämförelse av lakbarhet av arsenik i jord från olika bruk, materialtyper och fraktioner. Skak- och kolonntest från Åfors och Pukeberg Pb Kd (l/kg) L/S 2 L/S 2 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mättnad mättnad min (kolonn) max (kolonn) medel (kolonn) min (kolonn) max (kolonn) medel (kolonn) GLAS GLAS Åfors Puke Deponi Åfors Deponi Puke Bruksmark Åfors BruksmarkDeponi Deponi Deponi Åfors Puke < 2mm2-4mm Deponi Puke Figur B3.28. Jämförelse av lakbarhet av bly i jord från olika bruk, materialtyper och fraktioner. Skak- och kolonntest från Åfors och Pukeberg. B3-19

105 Bilaga Ba L/S 2 L/S 2 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mättnad mättnad min (kolonn) max (kolonn) medel (kolonn) min (kolonn) max (kolonn) medel (kolonn) Kd (l/kg) GLAS GLAS Åfors Puke Deponi Åfors Deponi Puke Bruksmark Åfors Bruksmark Puke Deponi Deponi < 2mm2-4mm Deponi Åfors Deponi Puke Figur B3.29. Jämförelse av lakbarhet av barium i jord från olika bruk, materialtyper och fraktioner. Skak- och kolonntest från Åfors och Pukeberg Cd Kd (l/kg) L/S 2 L/S 2 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mättnad mättnad min (kolonn) max (kolonn) medel (kolonn) min (kolonn) max (kolonn) medel (kolonn) GLAS GLAS Åfors Puke Deponi Åfors Deponi Puke Bruksmark Åfors Bruksmark Puke Deponi Deponi < 2mm 2-4mm Deponi Åfors Deponi Puke Figur B3.30. Jämförelse av lakbarhet av kadmium i jord från olika bruk, materialtyper och fraktioner. Skak- och kolonntest från Åfors och Pukeberg. B3-20

106 Bilaga 3 B3.2.5 Sammanfattande slutsatser I kapitel 4 i rapporten sammanfattas viktiga resultat och slutsatser från de utförda laktesterna angående lakbarheten i material med olika ursprung. I huvudrapporten ges även en definition av lakbarhet, fastläggning och sk Kd-värden. Nedan anges vilka specifika bruk vissa av de redovisade resultaten i kapitel 4 avser: Skillnader mellan bruk: - Deponimaterial: Högre Kd-värden i Pukeberg för främst As, Sb, B, Sr (ej Ba). Resultat från kolonntest stöder att generellt högre Kd-värden erhålls i Pukeberg, dock ej för bor. - Fyllnadsmaterial: Generellt högre Kd-värden i Åfors, främst Pb och Cu. Det bör noteras att provet i Åfors togs från ett område med bedömd högre halt av organiskt material, vilket kan öka fastläggningsgraden. Utvärderingen av utförda mättnadsupplösningstest på deponimaterial i olika fraktioner (<2 och 2-4 mm) gav följande resultat: - Lakbarheten tycks vara lägre i den större fraktionen; >2mm än i fraktionen < 2mm (lägre utlakad mängd, högre Kd). För krom och zink gäller det omvända. Totalhalten är ungefär lika hög i båda fraktionerna, i vissa fall högre i 2-4 mm. - Lakning på deponimaterial från Åfors uppvisar förhöjda halter av främst As, Sb och Pb i båda fraktionerna. B3.2.6 Klassning för deponering resultat från laktester Beräkningar av utlakbara mängder och jämförelser med gränsvärden för deponering sammanfattas i tabeller B3.4 och B3.5. Värdena kommer från "RÅDETS BESLUT om kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid avfallsdeponier i enlighet med artikel 16 i, och bilaga II till, direktiv 1999/31/EG. (2003/33/EG), daterat den 19 dec Dessutom har RVF (2002) tagit fram acceptanskriterier för avfall som kan deponeras på en IFA-deponi, samt totalhaltgränser för klassning som farligt avfall. Dessa värden visas också i tabeller B3.4 och B3.5. Nedan ges en sammanfattning av klassningen av massor som beskriver hur eventuellt uppgrävt förorenat avfall skulle kunna deponeras. Jämförelsen med acceptanskriterierna skall ske med resultat av standardiserade laktester, dels skaktester enligt EN (L/S 2 och L/S 10), dels med kolonntester enligt pr EN (L/S 0,1 utnyttjas). Det bör noteras att vissa tester utförts med vissa modifieringar av de standardiserade testerna (mättnadsupplösningstest på deponimaterial och glas). Jämförelsen med acceptanskriterierna är därmed inte direkt tillämpbar men ger en indikation om lakbarheten i materialen. B3-21

107 Bilaga 3 Tabell B3.4 Acceptanskriterier/gränsvärden för deponering vid lakning med skaktester (EN ). Inert avfall IFA-deponi IFA-deponi FA-deponi FA-gräns TAC RVF TAC TAC RVF L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 Totalhalt mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg TS As Ba Cd Co Cr Cu Hg Mo Ni Pb Sb Se Zn Färg - eller fetstilmarkeringen visar vilken klass massorna tillhör, dvs halten överskrider ej jämförvärdet. Om haltgränsen för deponering på FA-deponi överskrids är värdet inramat! Tabell B3.5 Acceptanskriterier/gränsvärden för deponering vid lakning med kolonntester (pr EN 14405). Inert avfall IFA-deponi FA-deponi FA-gräns TAC TAC TAC RVF L/S 0.1 L/S 0.1 L/S 0.1 Totalhalt mg/l mg/l mg/l mg/kg TS As Ba Cd Co Cr (totalt) Cu Hg Mo Ni Pb Sb Se Zn Färg - eller fetstilmarkeringen visar vilken klass massorna tillhör, dvs halten överskrider ej jämförvärdet. Om haltgränsen för deponering på FA-deponi överskrids är värdet inramat! Det bör observeras att massor som överskrider acceptanskriterier för en inert avfallsdeponi måste placeras i en IFA-deponi enligt EU/TAC (gulmarkerat). På grund av att RVFs acceptanskriterier för IFA-deponier är lägre än EUs kan vissa av dessa massor överskrida RVFs acceptanskriterium och enligt RVF därmed behöva placeras i en deponi för farligt avfall (undantag: As L/S2, där RVFs acceptanskriterium är högre än EUs.) Det har i detta projekt inte gjorts någon bedömning av vilken av de två B3-22

108 Bilaga 3 bedömningsgrunderna som är lämpligast att använda för material från glasbruk. I laktesterna i den aktuella undersökningen uppstår dock aldrig detta fall, dvs för material som bedöms behöva placeras i en FA-deponi överskrids kriterier från både RVF och EU/TAC. Laktest på deponimaterial, kolonntest L/S 0.1 En jämförelse med acceptanskriterier enligt EU har gjorts med uppmätt halt i eluat från L/S 0.1 och visas i tabell B3.6. Analysen för Åfors visar att: massor placeras på FA-deponi med hänsyn till As haltgräns för FA-deponering överskrids för antimon, Sb massor placeras i IFA-deponi med hänsyn till halt Pb totalhalter: As är 2 320, Pb , Sb 337 och Cd 21 mg/kg TS, vilket klassas som farligt avfall enligt RVF med avseende på As, Pb och Cd. mindre än 0,01% av alla ämnen lakas ut utom för antimon där 0,24% av föroreningen frigörs. Samma analys för Pukeberg visar att: massor placeras på FA-deponi med avseende på As och Sb massor med avseende på halt Se och Cd placeras i IFA-deponi totalhalt As är 1030, Pb 6 380, Sb 203 och Cd 113 mg/kg TS. mindre än 0,01% av alla ämnen lakas ut utom för antimon där 0,04% av föroreningen frigörs och för selen 0,02% frigörs. Tabell B3.6 Resultat av lakning på deponiprov; kolonntest pr EN (L/S 0.1). Å G2 0,6-1,2 Pu P5 0-1,1 Uppmätta halter Uppmätta halter fast L/S 0.1 fast L/S 0.1 mg/kg TS mg/l mg/kg TS mg/l As Ba Cd Co Cr Cu Hg <0, <0, Mo < < Ni Pb Sb Se Zn Färgkodning: ofärgad inert avfall IFA-deponi FA-deponi > haltgräns för FA-deponi FA-klassning (totalhalter) B3-23

109 Bilaga 3 Laktest på deponimaterial, tvåstegslakning L/S2, L/S10 (EN ) Resultatet av tvåstegslakning (L/S2, L/S10) på deponimaterial från Åfors och Pukeberg visas i tabell B3.8a-b. Resultaten visar att: Uppmätta halter i eluat är mycket höga av flera metaller Vid jämförelse med acceptanskriterier skulle avfallet placeras på FA-deponi (EU) map arsenik och antimon. För antimon (både LS 2 och LS 10) överskrids acceptanskriteriet för FAdeponering i massor från Åfors. Vid jämförelse med acceptanskriterier för IFA-deponier (EU och RVF) skulle placering ske i IFA-deponi map Cd och Pb (Åfors) respektive Cd, Pb och Se (Pukeberg). Totalhalten är relativt hög för flera metaller (As, Pb, Sb, Zn, Ba, mfl). Tabell B3.8a Resultat av lakning EN LS/2 och 10 på deponiprov från Åfors (ÅG2 0,6-1,2). Uppmätta halter (mg/kg TS och µg/l) och beräknade utlakade mängder som jämförs med acceptanskriterier för deponering. Uppmätta halter Beräknade utlakbara mängder fast L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mg/kg TS µg/l µg/l mg/kg TS mg/kg TS % % As Ba Cd Co Cr Cu Hg <0,1 <0,02 <0, Mn Mo Ni Pb Sb Se Zn Färgkodning: ofärgad inert avfall FA-deponi (RVF) IFA-deponi (EU) FA-deponi (EU) > haltgräns för FA-deponi (EU) FA-klassning (totalhalter) (RVF) Massor som i tabellerna B3.8a-b måste placeras i IFA-deponi enligt EU (gulmarkerat) får samma klassning enligt RVF. B3-24

110 Bilaga 3 Tabell B3.8b Resultat av lakning EN L/S 2 och 10 på deponiprov från Pukeberg (Pu P5 0-1,1). Uppmätta halter (mg/kg TS och µg/l) och beräknade utlakade mängder som jämförs med acceptanskriterier för deponering. Uppmätta halter Beräknade utlakbara mängder fast L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mg/kg TS µg/l µg/l mg/kg TS mg/kg TS % % TS As Ba Cd Co Cr Cu Hg <0,1 <0,02 <0, Mn Mo Ni Pb Sb Se Zn Färgkodning: ofärgad inert avfall FA-deponi (RVF) IFA-deponi (EU) FA-deponi (EU) > haltgräns för FA-deponi (EU) FA-klassning (totalhalter) (RVF) Laktest på glas, mättnadsupplösningstest Mättnadsupplösningstest på glas (L/S 2) från både Åfors och Pukeberg redovisas i tabell B3.7. Eftersom detta test inte är ett standardiserat test enligt EN skall jämförelsen med acceptanskriterierna endast ses som ett komplement vid beskrivningen av lakbarheten. Resultaten för Åfors visar att: Förhöjda halter har uppmätts av As, Pb, (Sb) i eluat Placering på IFA-deponi krävs med avseende på Pb, (Sb) Placering på FA-deponi krävs med avseende på As Utlakad andel är 0,75% Sb och 0,37% As (max) Totalhalt i glasprov är As 225 mg/kg TS, Pb mg/kg TS, Sb 3,4 mg/kg TS och Ba 680 mg/kg TS. Materialet klassas som FA enligt RVF med avseende på As och Pb Resultaten för Pukeberg visar att: Förhöjda halter har uppmätts av As, Ba, Sb i eluat Placering på IFA-deponi krävs med avseende på As och Sb (Sb ligger på översta gränsen). B3-25

111 Bilaga 3 Utlakad andel är 0,98% Sb och 0,72% As (max) Totalhalt i glasprov är As 39, Pb 7 930, Sb 20 Ba och Cd 85.6 mg/kg TS. Detta klassas som farligt avfall enligt RVF med avseende på Cd och Pb. Tabell B3.7 Resultat av lakning på Glasbitar; skaktest/mättnadsupplösningstest motsvarande L/S2. GLAS Åfors GLAS Pukeberg Uppmätt halt Utlakad mängd Uppmätt halt Utlakad mängd fast L/S 2 L/S 2 L/S 2 fast L/S 2 L/S 2 L/S 2 mg/kg TS µg/l mg/kg TS % mg/kg TS µg/l mg/kg TS % As Ba Cd Co Cr Cu Hg Mo < < Ni Pb Sb Se Zn Färgkodning: ofärgad inert avfall FA-deponi (RVF) IFA-deponi (EU) FA-deponi (EU) > haltgräns för FA-deponi (EU) FA-klassning (totalhalter) (RVF) Laktest på deponimaterial (<2, 2-4 mm), mättnadsupplösningstest (~L/S2) Utvärderingen av utförda mättnadsupplösningstest på deponimaterial från Åfors (<2 och 2-4 mm vid ~LS2) gav följande resultat: Lakning på deponimaterial från Åfors uppvisar förhöjda halter av främst As, Sb och Pb i båda fraktionerna. Vid jämförelse med acceptanskriterier skulle avfallet placeras på IFA-deponi (EU) med hänsyn till dessa ämnen (Pb endast för < 2 mm). Totalhalt ungefär lika hög i fraktion < 2 mm som 2-4 mm, i vissa fall högre i fraktion 2-4 mm. För de flesta ämnen tycks lakbarheten vara högre i fraktion < 2 mm. Det bör noteras att jämförelsen med acceptanskriterier inte är direkt tillämpbar eftersom laktestet inte utförts enligt den standardiserade metoden. Laktest på fyll/jord bruksområde, tvåstegslakning L/S2, L/S10 Utvärderingen av utförda laktest på fyllnadsmaterial från bruksområdet i Åfors och Pukeberg visade att: B3-26

112 Bilaga 3 Förhöjda halter har uppmätts i eluat av främst As och Sb För fyllnadsmaterial från både Åfors och Pukeberg överskrids acceptanskriteriet för IFA-deponering för antimon (Sb), dvs placering skall ske i en FA-deponi. Dessutom indikerar LS 10 för Åfors placering i en FA-deponi med avseende på As. Med hänsyn till övriga lakbara mängder arsenik (utom för Åfors LS 10, se ovan) ska avfallet placeras på IFA-deponi (EU). Med hänsyn till innehållet av Pb i fyllnadsmaterial från Åfors skulle placering ske på IFA-deponi. Totalhalt Åfors: As 393, Pb mg/kg TS, totalhalt Pukeberg: As 104, Pb 667 mg/kg TS. Resultaten från klassningen enligt jämförelse med acceptanskriterier ges i tabellerna B3.9a-b. Det bör noteras att lakningen på fyllnadsmaterial från bruken utförts på malt prov istället för på < 4 mm enligt standarden (se felrapport Analytica i bilaga 6). Tabell B3.9a Resultat av lakning EN LS/2 och 10 på fyllnadsmaterial från bruksområdet på Åfors (ÅG20 0-0,5). Uppmätta halter (mg/kg TS och µg/l) och beräknade utlakade mängder som jämförs med acceptanskriterier för deponering. Uppmätta halter Beräknade utlakbara mängder fast L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mg/kg TS µg/l µg/l mg/kg TS mg/kg TS % % As Ba Cd Co Cr Cu Hg <0,02 <0, Mn* Mo < Ni Pb Sb < Se Zn * Fastfas = MnO 2 Färgkodning: ofärgad inert avfall FA-deponi (RVF) IFA-deponi (EU) FA-deponi (EU) > haltgräns för FA-deponi (EU) FA-klassning (totalhalter) (RVF) Massor som i tabellen ovan måste placeras i IFA-deponi enligt EU (gulmarkerat) får samma klassning enligt RVF. B3-27

113 Bilaga 3 Tabell B3.9b Resultat av lakning EN L/S 2 och 10 på fyllnadsmaterial från bruksområdet på Pukeberg (Pu P13 0,6-0,9). Uppmätta halter (mg/kg TS och µg/l) och beräknade utlakade mängder som jämförs med acceptanskriterier för deponering. Uppmätta halter Beräknade utlakbara mängder fast L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mg/kg TS µg/l µg/l mg/kg TS mg/kg TS % % As Ba Cd Co Cr Cu Hg <0,04 <0,02 <0, Mn* Mo < Ni Pb Sb Se Zn * Fastfas = MnO 2 Färgkodning: ofärgad inert avfall FA-deponi (RVF) IFA-deponi (EU) FA-deponi (EU) > haltgräns för FA-deponi (EU) FA-klassning (totalhalter) (RVF) B3-28

114 Bilaga 3 B3.3 Fastläggning av metaller och beräkning av Kd-värden B3.3.1 Resultat från in-situ beräkningar Jämte Kd-beräkningar från laktester har beräkningar för uppmätta halter in-situ utförts. Dessa redovisas i figur B3.31. Beräknade Kd-värden är något högre än Kd-värden beräknade från laktester eller ligger i samma storleksordning. Kd-värden framtagna från uppmätta halter i jord och grundvatten varierar signifikant för de flesta ämnena. Variationer i analyser av fast fas på två djup i samma provpunkt/provgrop påverkar beräkningen av Kd-värdet. Värdena stöder laktesternas resultat men har inte använts för spridningsberäkningar pga de osäkerheter som fältmätningar kan ge upphov till. Valda Kd-värden för framtagande av platsspecifika riktvärden har tagits från laktesterna. I stycke B3.3.2 ges förslag på Kd-värden för de olika materialtyperna. Dessa data används sedan i modellen för beräkning av platsspecifika riktvärden In-situ Kd-värden utvärderade från halter i fasta markprov och grundvattenanalyser Björkå Bj G11 Mark Björkå Bj G11 Mark Målerås M G11 Mark Målerås M G11 Mark Pukeberg G11 P Mark Pukeberg G11 P Mark Pukeberg G12 P Mark Åfors G11 Å Mark Åfors G11 Å Mark Åfors G20 Å Mark Åfors G20 Å Mark Kd-värde (l/kg) As Pb B Ba Cd Co Cr Cu Sb Se Zn F Figur B3.31. Kd värden beräknade från in-situ halter. B3.3.2 Val av Kd-värden för platsspecifik riktvärdesmodell I tabellen B3.9 visas beräknade Kd-värden för olika material från laktester (skak- och mättnadstester) samt i tabell B3.10 val av Kd i modellen för platsspecifika riktvärden. Preliminärt har samma värden används för deponimark och bruksmark men det kan finnas anledning att justera upp värden för bruksmark. Det är dock inte en genomgående trend för samtliga ämnen. Tills vidare används konservativt värden i det nedre intervallet. B3-29

115 Bilaga 3 Tabell B3.9 Beräknade Kd-värden (l/kg) för olika material från laktester (skak- och mättnadstester). Glas Deponi Bruksmark Deponi Åfors Puke Åfors Åfors Puke Puke Åfors Åfors Puke Puke < 2mm 2-4mm L/S 2 L/S 2 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 L/S 2 L/S 10 mättnad mättnad As Ba Cd Co Cr Cu Hg Mo Ni Pb Sb Se Zn B Sr Tabell B3.10 Val av Kd-värden (l/kg) för föroreningar i bruksmark och deponimaterial i modellen för platsspecifika riktvärden baserat på laktester (skak- och mättnadstester). Val av Kd (deponi och bruksmark) Åfors Pukeberg As Ba Cd Cr Cu Ni Pb Sb Se Zn B Kd-värden för ämnen som inte analyserats vid laktesterna (t ex uran, bor och cerium) har ansatts från litteraturdata. B3.4 Laser ablation - utlakning under lång tid i deponier I syfte att spåra en utlakning av föroreningar från ytan av glasstycken under längre tid har analyser med så kallad Laser ablation-teknik utförts. Prov på glasbitar uttogs dels ytligt dels djupt ner i deponierna (totalt 4 prover för de två utvalda objekten). Uttagna glasbitar (P P8 1 blå m, P P8 1 blå m, Å P3 1 blå m, Å G1 1 blå m) bröts itu så att en färsk brottyta erhölls. Laser ablation används vanligen för att med laserpulser förånga provet från ytan och successivt djupare ner i tunna skikt. Varje skikt analyseras av instrumentet. För de aktuella glasproven bedömdes en modifierad teknik ge bättre noggrannhet där provet analyserades från sidan längs en B3-30

116 Bilaga 3 brottyta, med start från ena kanten. Analystekniken innebär att haltprofiler från ytan och in i materialet kan bestämmas med en upplösning av cirka 20 µm. Analys sker i 50 punkter i profil in i glasbiten. Resultat redovisas för ett stort antal ämnen (38 st). B3.4.1 Uppmätta totalhalter i glas genom laser ablation De fyra glasskärvor från Åfors respektive Pukeberg som analyserats med laser ablationteknik visas i figurerna B3.32-B3.35. Resultaten visar haltprofiler för 38 grundämnen mot ökande djup. De första tre analyspunkterna ligger på den gamla exponerade glasytan (i figurerna representerade som negativa djup). Gränsytan till den färska brottytan motsvarar djupet 0, vilken markeras med en vertikal heldragen linje i figurerna. De analyspunkter som ligger på den färska brottytan har redovisats som funktion av avståndet till gränsytan (djupet). För tre av de analyserade proven kan generellt sägas att resultaten inte indikerar någon entydig tendens till urlakning av det ytnära skiktet, dock en möjlig indikation för exempelvis arsenik och natrium i Åfors ytligt prov (se figur B3.32), medan för det fjärde provet (djupa provet i Pukeberg, figur B3.35) en påtaglig urlakning i ytan kan urskiljas. I figurerna B3.36-B3.39 har ett urval av ämnen redovisats där ± 1 standardavvikelse markerats för att urskilja en statistisk skillnad. Detta stöder de ovan redovisade slutsatserna. Det kan noteras att summan av de analyserade halterna utgör i storleksordning 8 15% av totala vikten av glaset. Resterande del kan förväntas utgöras av kisel och syre bundet till olika oxider. B3.4.2 Slutsatser Slutsatserna av dessa undersökningar är att urlakning av glaset nära ytan har varit möjlig att påvisa i ett av de fyra proven och indikation finns i ytterligare ett prov. För de båda andra proven ligger de analyserade halterna inom variationsbredden för ± 1 standardavvikelse. Det prov som gav den tydligaste signalen är ett prov från djupare delar av deponin, vilket markerar att det är ett äldre prov som legat länge i deponin. För detta prov förefaller utlakning ha påverkat glaset till ett djup av drygt 100 µm. Det kan givetvis finnas alternativa förklaringar till de observerade haltprofilerna, exempelvis att glaset redan från början hade en varierande sammansättning. Denna förklaring förefaller dock något mindre trolig eftersom även natrium som är en huvudkomponent i mängen ger samma indikation om urlakning nära ytan. En annan förklaring skulle kunna vara att den analyserade skärven varit utsatt för syrapolering. B3-31

117 Bilaga ÅP-3blå m Ag109(LR) Al27(MR) As75(LR) Ba138(LR) B11(LR) Bi209(LR) Cd114(LR) Ce140(LR) Co59(MR) Cr52(MR) Cs133(LR) Cu63(MR) 1000 Fe54(MR) La139(LR) K39(MR) Mg25(LR) Halt (mg/kg) 100 Mn55(MR) Na23(LR) Nd144(LR) Mo98(LR) Nb93(LR) P31(MR) 10 Pb208(LR) Rb85(LR) Pr141(LR) Sb121(LR) Sm149(LR) Sn120(LR) 1 Sr88(LR) Th232(LR) Ti48(MR) Tl205(LR) 0.1 U238(LR) V51(MR) W184(LR) Y89(LR) Zn66(MR) Djup (µm) Zr90(LR) Figur B3.32. Haltprofiler i glasskärva från ytnära prov i Åfors. ÅG-1blå 1-1.9m Ag109(LR) Al27(MR) As75(LR) Ba138(LR) B11(LR) Bi209(LR) Cd114(LR) Ce140(LR) Co59(MR) Cr52(MR) Cs133(LR) Cu63(MR) 1000 Fe54(MR) La139(LR) K39(MR) Mg25(LR) Halt (mg/kg) 100 Mn55(MR) Na23(LR) Nd144(LR) Mo98(LR) Nb93(LR) P31(MR) 10 Pb208(LR) Rb85(LR) Pr141(LR) Sb121(LR) Sm149(LR) Sn120(LR) 1 Sr88(LR) Th232(LR) Ti48(MR) Tl205(LR) 0.1 U238(LR) V51(MR) W184(LR) Y89(LR) Zn66(MR) Djup (µm) Zr90(LR) Figur B3.33. Haltprofiler i glasskärva från djupare prov i Åfors. B3-32

118 Bilaga PP m Ag109(LR) Al27(MR) As75(LR) Ba138(LR) B11(LR) Bi209(LR) Cd114(LR) Ce140(LR) Co59(MR) Cr52(MR) Cs133(LR) Cu63(MR) 1000 Fe54(MR) La139(LR) K39(MR) Mg25(LR) Halt (mg/kg) 100 Mn55(MR) Na23(LR) Nd144(LR) Mo98(LR) Nb93(LR) P31(MR) 10 Pb208(LR) Rb85(LR) Pr141(LR) Sb121(LR) Sm149(LR) Sn120(LR) 1 Sr88(LR) Th232(LR) Ti48(MR) Tl205(LR) 0.1 U238(LR) V51(MR) W184(LR) Y89(LR) Zn66(MR) Djup (µm) Zr90(LR) Figur B3.34. Haltprofiler i glasskärva från ytnära prov i Pukeberg. PP-8Blå m Ag109(LR) Al27(MR) As75(LR) Ba138(LR) B11(LR) Bi209(LR) Cd114(LR) Co59(MR) Ce140(LR) Cr52(MR) 1000 Cs133(LR) Fe54(MR) Cu63(MR) K39(MR) La139(LR) Mg25(LR) Halt (mg/kg) Mn55(MR) Na23(LR) Nd144(LR) Mo98(LR) Nb93(LR) P31(MR) Pb208(LR) Pr141(LR) 1 Rb85(LR) Sm149(LR) Sb121(LR) Sn120(LR) 0.1 Sr88(LR) Ti48(MR) Th232(LR) Tl205(LR) 0.01 U238(LR) V51(MR) W184(LR) Y89(LR) Zn66(MR) Djup (µm) Zr90(LR) Figur B3.35. Haltprofiler i glasskärva från djupare prov i Pukeberg. B3-33

119 Bilaga ÅP-3blå m Na, As, Pb, Sb, B och U redovisas med +/- 1 Stdavv As75(LR) B11(LR) Ba138(LR) Halt (mg/kg) Cu63(MR) K39(MR) Mn55(MR) Na23(LR) Pb208(LR) Sb121(LR) Ti48(MR) U238(LR) Zn66(MR) Djup (µm) Figur B3.36. Ett urval ämnen redovisas för det ytliga provet i Åfors. För natrium, arsenik, bly, antimon, bor och uran markeras osäkerhetsintervallet med ± en standardavvikelse ÅG-1blå 1-1.9m Na, As, Pb, Sb, B och U redovisas med +/- 1 Stdavv As75(LR) B11(LR) Halt (mg/kg) Ba138(LR) Cu63(MR) K39(MR) Mn55(MR) Na23(LR) Pb208(LR) Sb121(LR) Ti48(MR) U238(LR) Zn66(MR) Djup (µm) Figur B3.37. Ett urval ämnen redovisas för det djupa provet i Åfors. För natrium, arsenik, bly, antimon, bor och uran markeras osäkerhetsintervallet med ± en standardavvikelse. B3-34

120 Bilaga PP m Na, As, Pb, Sb, B och U redovisas med +/- 1 Stdavv Halt (mg/kg) As75(LR) B11(LR) Ba138(LR) Cu63(MR) K39(MR) Mn55(MR) Na23(LR) Pb208(LR) Sb121(LR) Ti48(MR) U238(LR) Zn66(MR) Djup (µm) Figur B3.38. Ett urval ämnen redovisas för det ytliga provet i Pukeberg. För natrium, arsenik, bly, antimon, bor och uran markeras osäkerhetsintervallet med ± en standardavvikelse PP-8Blå m Na, As, Pb, Sb, B och U redovisas med +/- 1 Stdavv Halt (mg/kg) As75(LR) B11(LR) Ba138(LR) Cu63(MR) K39(MR) Mn55(MR) Na23(LR) Pb208(LR) Sb121(LR) Ti48(MR) U238(LR) Zn66(MR) Djup (µm) Figur B3.39. Ett urval ämnen redovisas för det djupa provet i Pukeberg. För natrium, arsenik, bly, antimon, bor och uran markeras osäkerhetsintervallet med ± en standardavvikelse. Referenser: Bilagornas referenser ges i huvudrapport. B3-35

121 Bilaga 4 Bilaga 4. Spridning av föroreningar B4.1 Grundvattenflöden vid Pukeberg och Åfors 1 B4.1.1 Grundvattenflöden vid Åfors 1 B4.1.2 Grundvattenflöden vid Pukeberg 2 B4.2 Spridningsberäkningar 3 B4.2.1 Underlag för beräkning av vattenströmning vid glasbruk 3 B4.2.2 Uppskattad transport av föroreningar från Pukeberg och Åfors 4 B4.2.3 Uppskattad transport av föroreningar från Bergdala, Björkå och Målerås 5 B4.2.4 Utspädning i recipienter 7 B4.2.5 Jämförelse mellan de olika glasbruken ur transportsynpunkt 8 B4.3 Avgränsning av deponier och bruksområden 11 B4.4 Referenser 16 B4.1 Grundvattenflöden vid Pukeberg och Åfors B4.1.1 Grundvattenflöden vid Åfors Baserat på de grundvattennivåer som uppmättes vid den provtagning som genomfördes i slutet av 2002 (Länsstyrelsen, 2003a) har den hydrauliska gradienten uppskattats. Huvudströmningsriktningen för grundvattnet genom Åfors glasbruk går från nordväst mot sydost och gradienten i området beräknas till ca 0,015 m/m. Då föroreningar påträffats både i deponi och i marken runt bruksbyggnaderna (bruksmark) har grundvattenflöden beräknats dels från deponin, dels från en begränsad yta runt bruksbyggnaden. Ytan runt bruksbyggnaden uppskattas utgöra mark som potentiellt kan vara förorenad av tidigare verksamhet i anslutning till industribyggnader (avgränsning av Länsstyrelsen i Kalmar, se figur B4.4). Enligt SGUs hydrogeologiska beskrivning över Kalmar län är avrinningen i området ca 250 mm/år (SGU 1981). All avrinning bedöms ske genom marken, d v s infiltrera i marken. Arean av deponin har beräknats till ca m 2 (Länsstyrelsen, 2003c) vilket ger ett vertikalt flöde genom deponin på ca m 3 /år. Grundvattennivåerna i området där deponin är belägen ligger på 1,3 1,4 meter under markytan (punkt ÅG2 och ÅG 1, Länsstyrelsen 2003a). Vidare har genomförda provborrningar visat att det finns avfall ner till ca 2 meter under markytan (punkt ÅG 1, Länsstyrelsen, 2003c). Således görs bedömningen att deponins botten ligger ca 1 meter under grundvattennivån, vilket medför att ett horisontellt grundvattenflöde även sker genom avfallsmassorna. En enkel beräkning med Darcys lag ger, med en antagen hydraulisk konduktivitet på m/s och en deponibredd på 75 m, ett horisontellt flöde på ca m 3 /år. Totalt sett bedöms ca m 3 /år grundvatten strömma ut från deponiområdet. Värdet på den hydrauliska konduktiviteten är antaget och baseras på uppgifter från provborrningen där materialet i deponin uppges vara relativt grovt och således genomsläppligt. Även siktkurvor har studerats. Ytan av det potentiellt förorenade bruksområdet uppskattas till ca m 2 (Länsstyrelsen, 2003b). Området runt industribyggnaderna bedöms bestå till stora delar av hårdgjorda ytor och infiltrationen genom marken bedöms vara lägre än för B4-1

122 Bilaga 4 deponierna. Med en infiltration på 100 mm/år beräknas ett flöde på m 3 /år ske ut från marken runt industribyggnaden. För bedömd andel hårdgjorda ytor, se figur B4.4. Den brunnsinventering som genomförts visar att två brunnar förekommer i området. Brunnarna ligger på bruksområdet och används inte till dricksvattenförsörjning. Den information som erhållits från Emmaboda kommun visar att de flesta fastigheter i området bör vara anslutna till det kommunala dricksvattennätet. B4.1.2 Grundvattenflöden vid Pukeberg Baserat på de grundvattennivåer som uppmättes vid den provtagning som genomfördes i slutet av 2002 av Länsstyrelsen (2003a) har den hydrauliska gradienten uppskattats. Huvudströmningsriktningen av grundvattnet genom Pukebergs glasbruk går från väst mot öst och gradienten i området beräknades till ca 0,013 m/m. Då föroreningar påträffats både i deponi och på själva bruksmarken har grundvattenflöden beräknats dels från deponin, dels från en begränsad yta runt bruksbyggnaden. Ytan runt bruksbyggnaden uppskattas utgöra mark som potentiellt kan vara förorenad av tidigare verksamhet i anslutning till industribyggnader. Liksom för Åfors bedöms infiltrationen i området vara ca 250 mm/år. Arean av deponin har beräknats till ca m 2 (Länsstyrelsen, 2003b, se figur B4.5) vilket ger ett vertikalt flöde genom deponin på ca m 3 /år. Baserat på grundvattennivåer uppmätta i området där deponin är belägen bedöms grundvattennivån ligga ca 2,3 meter under markytan (punkt PG 1, Länsstyrelsen, 2003c). Vidare har genomförda provborrningar visat att det finns avfall ner till ca 1,7 meter under markytan (PP0, Länsstyrelsen, 2003c). Således görs bedömningen att deponins botten ligger ca 1 meter ovanför grundvattennivån och att inget grundvattenflöde sker horisontellt genom deponin. Totalt sett bedöms ca m 3 /år grundvatten strömma ut från deponiområdet. Ytan av det potentiellt förorenade bruksområdet uppskattas till ca m 2. Området runt industribyggnaderna bedöms bestå till stora delar av hårdgjorda ytor och infiltrationen genom marken bedöms vara lägre än för deponierna. Med en infiltration på 100 mm/år beräknas ett grundvattenflöde på m 3 /år ske ut från marken runt industribyggnaden. De flesta fastigheter i området bör vara anslutna till det kommunala dricksvattennätet, dock visar den brunnsinventering som genomförts att flera brunnar förekommer i området. Troligt är att de flesta brunnar används för bevattning och inte som dricksvatten. För den brunn som ligger nedströms glasbruksområdet (figur B4.1) bedöms risken för exponering via dricksvatten som ringa då brunnen enligt SGUs brunnsarkiv är bergborrad till ett stort djup och troligen är en s k energibrunn. Vidare ligger brunnen i närheten av S:t Sigfridsåns utströmningsområde vilket innebär att det grundvatten som bildas på glasbruksområdet kan förväntas transporteras ytligt innan utströmning sker i ån. Då Nybro är beläget på en isälvsavlagring, den s k Nybroåsen, finns dock risken att nya dricksvattenbrunnar installeras. För att belysa riskerna för exponering via grundvatten görs antagandet att en brunn borras på samma ställe som den befintliga brunnen belägen nedströms glasbruket. Vidare antas att utströmningen av grundvatten i ån är begränsad, d v s det förorenade grundvattnet leds mot brunnen, se även stycke B4.3. B4-2

123 Bilaga 4 Figur B4.1 Brunnar i närheten av Pukebergs glasbruk enligt SGUs brunnsarkiv. Ur GSD-Fastighetskartan Lantmäteriverket Gävle. Pilen markerar en brunn (ej för dricksvatten) som befinner sig nedströms området. Medgivande M2001/6615. För att bedöma riskerna för exponering via grundvatten beräknas utspädningen av lakvatten från glasbruksområdet till den tänkta dricksvattenbrunnen. De beräkningar som görs bygger på den modell som använts för beräkning av riktvärden i Naturvårdsverkets rapport om generella riktvärden för förorenad mark. (Naturvårdsverket, 1996). Utgående från en deponi med dimensionerna 125 x 200 m och följande antaganden beräknas utspädningen i det ytliga grundvattenmagasinet: Tjockleken på det vattenförande lagret har antagits vara 20 meter. Åsmaterialet bedöms vara relativt genomsläppligt med en hydraulisk konduktivitet på till m/s. Grundvattengradienten mot brunnen uppskattas vara 0,013 m/m. Infiltrationen över både deponiområdet och bruksmarksområdet (d v s en del hårdgjorda ytor) antas vara 150 mm/år medan infiltrationen på naturlig mark bedöms vara 250 mm/år. Brunnen befinner sig 250 meter nedströms glasbruksområdet. Beräkningarna ger en utspädning på mellan 1/10 1/60 mellan lakvatten från deponin och det grundvatten som pumpas upp i brunnen. Utspädningen är till viss del beroende på akvifermaterialets konduktivitet. För en mer lågkonduktiv akvifer fås en lägre utspädning. B4.2 Spridningsberäkningar B4.2.1 Underlag för beräkning av vattenströmning vid glasbruk Viktiga grundantaganden rörande grundvattenflödet och infiltrationen är: Uppkomsten av lakvattenmängderna i deponin styrs av infiltrationen respektive horisontellt grundvattenflöde då deponibotten befinner sig under grundvattennivån. B4-3

124 Bilaga 4 Infiltrationen är antagen till 250 mm/år på deponierna (baserat på infiltration på naturlig mark enligt SGUs hydrogeologiska kartor) och 100 mm/år på övrig bruksmark. Infiltrationen på övrig bruksmark antas vara ett genomsnitt av infiltrationen på hårdgjorda ytor, gräsmattor och vägar etc. Den hydrauliska konduktiviteten i deponin är antagen till m/s Hydrauliska gradienter, infiltrationsareor och tvärsnittsareor är platsspecifika. Om ett mer konservativt antagande görs att infiltrationen är lika stor på bruksområden som på deponier (borträknat hårdgjorda ytor), dvs 250 mm, ökar flödet från bruksmark med 1,8 till 2,5 ggr. B4.2.2 Uppskattad transport av föroreningar från Pukeberg och Åfors Med utgångspunkt från uppskattade vattenflöden genom förorenade massor i deponi och bruksmark har transporten av föroreningar ut från området till nedströms liggande recipienter beräknats. Uppmätta grundvattenhalter i rör från deponierna och rör från bruksmarken har utnyttjats för beräkningarna (se tabell B4.1). Tabell B4.1 Vattenflöden i deponi och bruksmark samt rör på respektive område som använts för transportberäkningarna. Vattenflöde (m 3 /år) Rör Åfors deponi ÅG1, ÅG2 Åfors bruksmark ÅG 11, 20 Pukeberg deponi PG1, J&W deponi Pukeberg bruksmark PG 11, PG 12 Spridningsberäkningar för Åfors Uppmätta grundvattenhalter och beräknad transport för Åfors redovisas i tabell B4.2- B4.3. Tabell B4.2 Uppmätta halter i grundvattenrör på Åfors glasbruk. Uppmätta halter As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l min-dep max-dep Medel deponi min-bruk max-bruk Medel bruksmark Tabell B4.3 Beräknad föroreningstransport på Åfors glasbruk. Beräknad transport As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år min-dep max-dep Medel deponi min-bruk max-bruk Medel bruksmark Det kan noteras att transporten av speciellt antimon är hög. B4-4

125 Bilaga 4 Spridningsberäkningar för Pukeberg Uppmätta grundvattenhalter och beräknad transport för Pukeberg redovisas i tabell B4.4-B4.5. Tabell B4.4 Uppmätta halter i grundvattenrör på Pukebergs glasbruk. Uppmätta halter As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l min-dep max-dep Medel deponi min-bruk max-bruk Medel bruksmark Tabell B4.5 Beräknad föroreningstransport på Pukebergs glasbruk. Beräknad transport As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år min-dep max-dep Medel deponi min-bruk max-bruk Medel bruksmark Den beräknade transporten av föroreningar från Pukebergs glasbruk kan konstateras vara låg för de flesta föroreningarna på basis av uppmätta grundvattenhalter och bedömda vattenflöden. B4.2.3 Målerås Uppskattad transport av föroreningar från Bergdala, Björkå och På liknade sätt som för Pukeberg och Åfors har uppskattningar av flöden gjorts för de olika glasbruken i Bergdala, Björkå och Målerås. För alla bruken konstateras att avfall påträffats under grundvattennivån. I tabell B4.6 redovisas ytor, gradienter och grundvattenflöden. Gradienterna baseras på de regionala höjdkurvorna, dvs topografin i området. Grundvattengradienten är vanligtvis något flackare än topografin. Tabell B4.6 Ytor, gradienter och grundvattenflöden för Bergdala, Björkå och Målerås. Area deponi m 2 Area bruksmark (exkl byggnader) m 2 Flöde deponi m 3 /år Flöde bruksmark m 3 /år Gradient m/m Bergdala ,018 Målerås ,004 Björkå ,016 Med utgångspunkt från uppskattade vattenflöden genom förorenade massor i deponi och bruksmark har transporten av föroreningar ut från respektive område till nedströms liggande recipienter beräknats. Uppmätta grundvattenhalter i rör från deponierna och rör från bruksmarken har utnyttjats för beräkningarna (se tabell B4.7). B4-5

126 Bilaga 4 Tabell B4.7 Vattenflöden i deponi och bruksmark samt rör på respektive område som använts för transportberäkningarna. Vattenflöde (m 3 /år) Rör Målerås deponi MG1, MG2 Målerås bruksmark MG11 Björkå deponi BjG1, BjG2 Björkå bruksmark BjG11 Bergdala deponi BeG1, BeG2 Bergdala bruksmark Spridningsberäkningar för Målerås Uppmätta grundvattenhalter och beräknad transport för Målerås redovisas i tabell B4.8- B4.9. Tabell B4.8 Uppmätta halter i grundvattenrör på Målerås glasbruk. Uppmätta halter As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l min-dep max-dep Medel deponi min-bruk max-bruk Medel bruksmark Tabell B4.9 Beräknad föroreningstransport på Målerås glasbruk. Beräknad transport As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år min-dep max-dep Medel deponi min-bruk max-bruk Medel bruksmark En viss transport av föroreningar sker från Målerås glasbruk enligt utförda beräkningar. Spridningsberäkningar för Björkå Uppmätta grundvattenhalter och beräknad transport för Björkå redovisas i tabell B4.10- B4.11. Tabell B4.10 Uppmätta halter i grundvattenrör på Björkå glasbruk. Uppmätta halter As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l min-dep max-dep Medel deponi min-bruk max-bruk Medel bruksmark B4-6

127 Bilaga 4 Tabell B4.11 Beräknad föroreningstransport på Björkå glasbruk Beräknad transport As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år min-dep max-dep Medel deponi min-bruk max-bruk Medel bruksmark Resultaten indikerar att en det sker en icke obetydlig spridning av bl a arsenik. Spridningsberäkningar för Bergdala Uppmätta grundvattenhalter och beräknad transport för Bergdala redovisas i tabell B4.12-B4.13. Transportberäkningarna indikerar en spridning av främst arsenik och kadmium. Tabell B4.12 Uppmätta halter i grundvattenrör på Bergdala glasbruk. Uppmätta halter As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l min-dep max-dep Medel deponi Tabell B4.13 Beräknad föroreningstransport på Bergdala glasbruk. Beräknad transport As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år g/år min-dep max-dep Medel deponi Transporten från samtliga bruk av olika ämnen har sammanfattats i figur B4.2 och figur B4.3 i stycke B4.2.4 där även en jämförelse mellan bruken görs. B4.2.4 Utspädning i recipienter På grund av spridning med grundvattnet och pga direkta utsläpp av (renat) processvatten, sker en transport av föroreningar till ytvatten och sediment nedströms bruken. I Åfors och Pukeberg är påverkan på ytvattenkvaliteten liten men en haltökning kan skönjas vid passage av deponin i Åfors. Lyckebyån är recipient för avrinning och grundvattenflöde som sker från glasbruksområdet i Åfors. Genomförda flödesberäkningar visar att månadsmedelvärden för vattenflödet i ån varierar mellan 0,08 till 2,13 m 3 /s med ett medel på 0,97 m 3 /s (Lyckebyåns vattenförbund, 2001). Omräknat till kubikmeter per år uppgår flödena till 2,5 67 miljoner m 3 /år med ett medel på 30 miljoner m 3 /år. Utspädningen i Lyckebyån av potentiellt förorenat vatten från deponi och bruksområde beräknas till ca ggr med ett medel på ca ggr. För riktvärdesmodellen antas värden i det lägre intervallet, 350 ggr, med hänsyn till spridning från både bruks- och deponiområde. S:t Sigfridsån är recipient för avrinning och grundvattenflöde som sker från glasbruksområdet i Pukeberg. Genomförda flödesberäkningar för april och augusti visar att vattenflödet i ån varierar mellan 0,4 till 4 m 3 /s med ett medel på 1,3 m 3 /s (Gustavsson 1988). Omräknat till kubikmeter per uppgår flödena till 9,5 126 miljoner B4-7

128 Bilaga 4 m 3 /år med ett medel på 42 miljoner m 3 /år. Utspädningen i S:t Sigfridsån av potentiellt förorenat vatten från deponi och bruksområde beräknas till ca ggr med ett medel på ca ggr. För riktvärdesmodellen antas värden i det lägre intervallet, ggr, som avser spridning från både bruks- och deponiområde. B4.2.5 Jämförelse mellan de olika glasbruken ur transportsynpunkt Nedan redogörs kort för de likheter och olikheter som bedöms ha betydelse för föroreningstransporten ut från glasbruksområdena. Kännetecknande för de fem bruken är att alla utom Målerås är belägna nära ett vattendrag. Närheten till vattendrag innebär att vattendraget kommer att utgöra utströmningsområde för det förorenade grundvattnet. För alla bruken utom för Pukeberg finns avfall under grundvattenytan, vilket kan innebära större lakvattenbildning än då lakvattenbildningen endast är infiltrationsstyrd. Den hydrauliska gradienten påverkar det grundvattenflöde som bidrar till transporten av föroreningar från glasbruksområdena. För alla glasbruk utom Målerås har gradienten konstaterats variera mellan 0,01 0,02 m/m. Målerås har en gradient på ca 0,004 m/m. Storleken av ytan av deponi respektive bruksområde har betydelse för hur stor mängd vatten som kan infiltrera och bidra till utlakning av föroreningar. Den totala storleken av potentiellt förorenad mark (deponi samt bruk) vid Pukeberg, Åfors och Målerås är mellan m 2 och m 2 medan ytan vid Bergdala och Björkå är mellan m 2 och m 2. Deponiareorna varierar mellan m 2 och m 2, deponiytan är ca % av den totala ytan för alla glasbruk utom för Pukeberg där deponin är ca 40 %. Beräknat läckage av arsenik är störst från Björkå (ca 1 kg/år) följt av Åfors med en transport på ca 500 g/år. Transporten av arsenik från Bergdala är ca 300 g/år medan den är relativt låg från Pukeberg och Målerås. Ett läckage av 500 g As/år från Åfors kan med utgångspunkt från flödet i Lyckebyån teoretiskt ge upphov till en halt på ca 0,4 µg/l, vilket underskrider det ansatta ytvattenkriteriet i ytvatten. Transporten av antimon från Åfors bedöms vara hög liksom transporten av kadmium från Bergdala. Om ett mer konservativt antagande görs att infiltrationen är lika stor på bruksområdet som på deponin (borträknat hårdgjorda ytor) ökar flödet från bruksmarken mellan 1,8 till 2,5 ggr, se tabell B4.14 nedan. B4-8

129 Bilaga 4 Tabell B4.14 Flödet från bruksområden med olika antaganden om infiltration. Grundantagande om 100 mm/år på bruksmark (exkl byggnader): Area deponi (m2) Area bruksmark, m2 (exkl byggnader) Flöde deponi m3/år Flöde bruksmark m3/år Pukeberg Åfors Bergdala Målerås Björkå Antagande om 250 mm/år på bruksmark (exklusive byggnader och hårdgjorda ytor): Area deponi (m2) Area bruksmark, m2 (exkl byggnader och hårdgjorda ytor) Flöde deponi m3/år Flöde bruksmark m3/år Pukeberg Åfors Bergdala Målerås Björkå B4-9

130 Bilaga 4 transport [g/år] As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U 0 Åfors Pukeberg Målerås Bergdala Björkå Figur B4.2 Beräknad föroreningstransport från deponier på fem undersökta glasbruksområden (g/år). transport (g/år) As Pb B Ba Cd Cu Sb Se Zn Ce Mo Nd Ni Pr Sr U 0 Åfors Pukeberg Målerås Björkå Figur B4.3 Beräknad föroreningstransport från bruksmark (g/år). B4-10

131 Bilaga 4 B4.3 Avgränsning av deponier och bruksområden Avgränsning av deponiytorna och bruksområdena har genomförts av Länsstyrelsen i Kalmar län, och redovisas i figurerna B4.4-B4.8 nedan. Figur B4.4 Avgränsning av deponier och infiltrationsytor Åfors glasbruk. Karta framtagen av länsstyrelsen i Kalmar län. B4-11

132 Bilaga 4 Figur B4.5 Avgränsning av deponier och infiltrationsytor Pukebergs glasbruk. Karta framtagen av länsstyrelsen i Kalmar län. B4-12

133 Bilaga 4 Figur B4.6 Avgränsning av deponier och infiltrationsytor Målerås glasbruk. Karta framtagen av länsstyrelsen i Kalmar län. B4-13

134 Bilaga 4 Figur B4.7 Avgränsning av deponier och infiltrationsytor Bergdala glasbruk. Karta framtagen av länsstyrelsen i Kalmar län. B4-14

135 Bilaga 4 Figur B4.8 Avgränsning av deponier och infiltrationsytor Björkå glasbruk. Karta framtagen av länsstyrelsen i Kalmar län. B4-15