Geokemiska undersökningar av sulfidhaltigt äldre gruvavfall i Värmland

Transkript

1 Geokemiska undersökningar av sulfidhaltigt äldre gruvavfall i Värmland Undersökning av Mangens storgruva, Sunne kommun. Envipro Miljöteknik AB Linköping Envipro Miljöteknik AB Huvudkontor: Avd. kontor: Avd. kontor: Repslagaregatan 19 Tel Magasinsgatan 22 Tel Rehnsgatan 20 Tel Linköping Fax Göteborg Fax Box Fax Org.nr Stockholm

2 FÖRORD Sverige har varit en betydande malmproducent under flera hundra år och är även så idag. De mest kända malmdistrikten inom landet är Bergslagen och Skelleftefältet, men gruvdrift har även bedrivits inom flera andra län. Värmlands län är kanske inte det mest kända malmlänet i Sverige, men faktum är att inom länet har gruvdrift bedrivits under lång tid, framförallt i Filipstads trakten. En av de mest kända malmförekomsterna är detta område är t.ex. Långban, en fyndighet som varit fyndort för flera unika mineral. Brytning av sulfidmalm har även bedrivits inom Värmlands län, på flera platser. En av dessa platser är Mangens storgruva, belägen i Sunne kommun. En geokemisk undersökning, motsvarande MIFO fas 2, av Mangens storgruva har utförts under hösten 2004-våren 2005 på uppdrag av Länsstyrelsen i Värmlands län. Undersökningen ingår som en del i Länsstyrelsens arbete med förorenade områden. I arbetsgruppen för denna undersökning har personal från Envipro Miljöteknik AB ingått, främst Henning Holmström, uppdragsledare, Björn Troëng, bitr.uppdragsledare, Henrik Eriksson och Charlotte Lidehorn. Ansvarig för projektet hos Länsstyrelsen har varit Björn Nilsson. Det övergripande syftet har varit att översiktligt undersöka och riskbedöma gruvområdet. Uppdraget har omfattat undersökning av markområden, vatten i gruvhål, grundvatten, sediment och ytvatten.

3 SAMMANFATTNING På uppdrag av Länsstyrelsen i Värmlands län har Envipro Miljöteknik AB utfört en geokemisk undersökning av Mangens storgruva. Undersökning innefattar inventering av avfallet på platsen och provtagning av avfall, ytvatten, grundvatten och sediment. Totalt har cirka 20 prover på avfall och mark tagits varav 10 prover skickats in för ackrediterad analys. För att styra vilka prover som skickas in för analys har XRF-mätningar och bestämning av pasta-ph utförts. Till detta har, fyra sedimentprover, 13 ytvattenprover, ett bottenvattenprov och tre grundvattenprov analyserats på laboratorium. Ett sammanslagningsprov på varp har även använts i lakförsök. Lakförsöken har omfattat syra-basräkning för bestämning av vittringspotentialen samt skakförsök och oxiderade tillgänglighetstest som bland annat används för att bestämma de utlakbara mängderna. Vid inventeringen delades gruvområdet in i tre delområden baserat på typ av avfall, mängd och vittringsgrad. Den typ av avfall som påträffades var varp i fraktionen 30 till 170 mm. De totala volymerna avfall vid Mangens storgruva uppskattas till cirka 1749 m 3 varp motsvarande cirka 2973 ton. Avfallens utbredning är begränsad till själva gruvområdet. Metallinnehållet i avfallen är höga främst med avseende på koppar och kobolt. Kopparhalterna är i medel cirka 4100 mg/kg TS och kobolthalterna cirka 91 mg/kg TS. Övriga tungmetaller förekommer i relativt låga halter. Någon ökad uttransport p.g.a. ökad vittring och utlakning i framtiden bedöms inte som sannolik. Risken för att sjön Mången förorenas i någon högre grad jämfört med idag bedöms även den som liten. Förslag på platsspecifika riktvärden har framtagits enligt de beräkningsmodeller som finns angivna av Naturvårdsverket. Riktvärdena visar att det främst är risken för miljöeffekter inom området (ekotoxikologiska effekter) som styr de platsspecifika riktvärdena. Riktvärden har tagits fram för arsenik, kadmium, kobolt, koppar, bly och zink. För arsenik ligger förslaget på 40 mg/kg TS, för kadmium 12 mg/kg TS, kobolt 240 mg/kg TS, koppar 190 mg/kg TS, nickel 210 mg/kg TS, bly 290 mg/kg TS och zink 720 mg/kg TS. För koppar överskrider medelhalterna de framräknade platsspecifika riktvärdena, vilket innebär att avfallen klart innebär en ekotoxikologisk risk. Denna risk gäller främst själva området. Den humantoxikologiska risken bedöms som liten med tanke på gruvområdets läge. Jämförelse med vattenkvalitetskriterier visar även på potentiella risker för ekotoxikologiska effekter i Kallbäcken och i Mången. Om sådana effekter finns idag kan inte bestämmas utifrån denna undersökning utan biologiska studier krävs. Baserat på medelhalterna så finns cirka kg koppar och cirka 270 kg kobolt kvar i avfallen. Detta bedöms enligt Naturvårdsverkets riktlinjer som mycket stora mängder. Koppar, och kobolt bedöms ha hög farlighet. Känsligheten för området bedöms som måttlig. Även skyddsvärdet bedöms som måttligt. Inga direkt skyddsvärda områden eller arter är heller kända i anknytning till gruvområdet. Spridningsförutsättningarna för föroreningar i mark- och grundvatten bedöms som mycket stora. Sammantaget anses att Mangens storgruva bör placeras i riskklass 1, d.v.s. vara en mycket stor risk. Någon åtgärd bedöms preliminärt inte behöva vidtagas, därtill bedöms kostnaderna vara för höga jämfört med den bedömda nyttan. Området är även skyddat enligt fornminneslagen vilket kan innebära problem vid eventuella åtgärder. Det måste dock betonas att gruvområdet klart 3

4 utgör en lokal miljörisk. För att avgöra om miljöhänsynen överstiger kostnaderna behöver en riskvärdering utföras. Kostnaderna för en eventuell efterbehandling har grovt kostnadsuppskattats och bedöms hamna i storleksordningen 4,1 till 4,4 Mkr inkl. projektering. Till detta kommer kostnader för ytterligare undersökningar och utredningar samt miljökontroll. Något som kan vara motiverat är att utreda om ekotoxikologiska effekter finns i Mången. Detta kan göras genom biologiska undersökningar. Kostnaderna för en sådan utredning bedöms till cirka kr. 4

5 INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INLEDNING HISTORIK OCH TIDIGARE GRUVVERKSAMHET OMRÅDESBESKRIVNING LOKALISERING BESKRIVNING AV TOPOGRAFI, GEOLOGI OCH HYDROLOGI Topografi Geologi Hydrologi GRUVAVFALL OCH VITTRINGSPROCESSER VITTRING AV GRUVAVFALL SYRANEUTRALISERANDE REAKTIONER METALLERS MOBILISERING TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR UTFÖRANDE Provtagning och inventering Analyser Lakförsök RESULTAT OCH DISKUSSION GEOHYDROLOGISKA UNDERSÖKNINGAR INVENTERING AV AVFALL Resultat GEOKEMISKA UNDERSÖKNINGAR Varp, jord och bäcksediment Sediment Ytvatten Grundvatten Lakförsök KVANTIFIERING AV FÖRORENINGSMÄNGDER LÅNGSIKTIG RISK FÖR FÖRORENINGSLÄCKAGE FRÅN GRUVOMRÅDET RISKBEDÖMNING FÖRORENINGARNAS FARLIGHET FÖRORENINGSNIVÅ OCH SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR SPRIDNINGSVÄGAR OCH RECIPIENTER KÄNSLIGHET/SKYDDSVÄRDE MÖJLIGA EXPONERINGSVÄGAR - REFERENSKONCENTRATIONER SAMLAD RISKBEDÖMNING TÄNKBARA ÅTGÄRDER

6 9.1. OMHÄNDERTAGANDE AV BEFINTLIG VARP Moräntäckning Vattenöverdämning/vattentäckning Förhöjd grundvattenyta Andra metoder FÖRSLAG PÅ EFTERBEHANDLINGSMETOD FÖRSLAG PÅ ÅTGÄRDER FÖRSLAG PÅ YTTERLIGARE UNDERSÖKNINGAR SAMT KOSTNADER UPPSKATTADE KOSTNADER FÖR EN EFTERBEHANDLING REFERENSER Bilaga 1. Bilaga 2. Bilaga 3. Bilaga 4. Bilaga 5. Bilaga 6. Bilaga 7. Bilaga 8. Provtagningspunkter Analyser fasta prover (avfall/sediment) Analyser vattenprover (ytvatten/grundvatten) Resultat lakförsök XRF-mätningar (avfall) Provtagningsprotokoll Foton Blankett E: Samlad riskbedömning 6

7 1. INLEDNING Miljöpåverkan från vittrande gruvavfall har varit känd länge. Det är främst sulfidmalmsgruvorna eller avfall innehållande sulfider som genom sin kemiska sammansättning kan generera surt och tungmetallhaltigt vatten. Ofta kan tungmetallhalterna och surhetsgraden i lakvatten från gruvavfall bli betydande (t.ex. Alpers och Nordstrom, 1991). De tungmetallhaltiga och sura lakvatten som bildas vid vittring i gruvavfallen kan transporteras långa sträckor och förorena ytoch grundvatten samt slå ut hela ekosystem. Därför är det viktigt att undersöka och studera de platser där gruvdrift bedrivits för att kunna finna och åtgärda de platser där problem föreligger. Syftet med undersökningen av Mangens storgruva har varit att översiktligt undersöka och riskbedöma gruvområdet. Undersökningen motsvarar MIFO fas 2 i omfattning. Uppdraget har omfattat undersökning av markområden, vatten i gruvhål, grundvatten, sediment och ytvatten. 2. HISTORIK OCH TIDIGARE GRUVVERKSAMHET Brytning av kopparmalm vid Mangens storgruva (Storgruvan) inleddes på 1500-talet. Brytning skedde sedan i perioder fram till 1900-talets början (Lundegårdh, 1995). Bolidens Gruv AB genomförde 1969 undersökningar vid Storgruvan genomfördes kärnborrningar. Borrningar visade på en lågvärdig kopparmalm och inslag av guld. Brytningen skedde i gångar och schakt under jord. Två gruvgångar nådde längderna 71 och 79 m. Malmen fraktades under en period på 1800-talet till Jansbrohults kopparverk och senare även via linbana till Karlsviks kopparverk. 3. OMRÅDESBESKRIVNING 3.1. Lokalisering Mangens storgruva är belägen cirka 10 km väster om Gräsmark, Sunne kommun. Området utgörs av ett djupt schakt samt en stämpförstärkt ort. Mellan schaktet och orten är en utsprängd grav belägen. Berörda fastigheter är Samfällighet Mången, Samfällighet Tiskaretjärn och Mången 1:27. Permanentbostäder finns cirka 1-2 km norr om gruvområdet vid Bråten och Mången. En skogsbilväg leder till gruvområdet. Genom området passerar en vandringsled, ett vindskydd finns vid gruvan. Storgruvan är ett kulturminne och finns med i fornminnesregistret. Naturen kring Mangens storgruva utgörs av skogsmark med inslag av mindre myrar och sjöar. Mindre inslag av odlad mark finns vid Humsjön och Nergården, cirka 2-3 km norr om Storgruvan. Fem områden inom 3 km radie från Storgruvan är av Länsstyrelsen klassade som riksintressen vad gäller naturvård (Länskartor, 2001). Cirka 500 m öster om gruvområdet är Tiskaretjärns naturreservat beläget. Ett flertal områden i gruvans närhet är av Skogsvårdsstyrelsen klassade som naturvärden (Skogsvårdsstyrelsen, 2003). 7

8 0-300 m norr om gruvan är en sumpskog av typen kärrskog (3 ha) belägen. 500 m väster om gruvan finns ytterligare en kärrskog (2 ha) belägen. Ytterligare 8-10 sumpskogar finns inom 1-2 km radie från gruvan. Två nyckelbiotoper återfinns cirka 500 m sydost om gruvområdet. En bergbrant (1,4 ha) och en aspskog (0,5 ha) Beskrivning av topografi, geologi och hydrologi Topografi Storgruvan är belägen på sluttningen av ett berg, som reser sig knappt 300 m över havet (figur 1). Storgruvan ligger cirka 230 möh. Berget sluttar mot öster mot ett flackt område där Kallbäcken rinner. Kallbäcken rinner ut i Mången, cirka 1 km norr om Storgruvan. Mången är belägen 212 möh. Figur 1. Karta över området kring Mangens storgruva. 8

9 Geologi Berggrunden vid Mangens storgruva utgörs av främst av granit, rödgrå-gråröd (Lindh et al., 1998). Gruvområdet ingår i en myolinitzon, vilken utgör gräns mellan västra och mellersta Värmlands berggrund. Källargruvan Karlsvik kopparverk Jansbrohults kopparverk Mangens storgruva Norra Ängens gruvor Figur 2. Berggrundskartan över området kring Mangens storgruva. Från berggrundskartan Värmlands län SGU serie Ba 45. Sveriges geologiska undersökning (SGU). Medgivande /2005. Enligt jordartskartan domineras jordarterna av sandig-moig, sandig eller grusig morän (Lundqvist, 1958). Kalt berg förekommer också i området. Storgruvan ingår i samma malmmineralisering som övriga Mangengruvor (Lundegårdh, 1995). Malmen utgörs av en fattig impregnation av kopparkis. Inslag av pyrit (svavelkis), zinkblände och bornit finns också. 9

10 Hydrologi Årsmedelnederbörden vid SMHIs station 9254 i Treskog (cirka 8 km väster om gruvområdet) under perioden uppgår till 705 mm (SMHI, 1991). Den nederbördsrikaste månaden är normalt september (80 mm). Källargruvan Karlsvik kopparverk Jansbrohults kopparverk Mangens storgruva Norra Ängens gruvor Figur 3. Jordartskarta över området kring Mangens storgruva. Från jordartskartan Värmlands län SGU serie Ca 38. Sveriges geologiska undersökning (SGU). Medgivande /2005. Vid stationen i Treskog har inte temperatur uppmätts utan årsmedeltemperaturen har därför hämtats från SMHIs station i Arvika (nummer 9240). För perioden uppgick årsmedeltemperaturen till +5,3 o C (SMHI, 1991). Den varmaste månaden är normalt juli med en medeltemperatur på +16,2 o C. Under december till mars är medeltemperatur under 0 o C och all nederbörd faller således som snö. Årsmedelavrinningen uppskattas till cirka mm medan årsmedelavdunstningen för perioden , beräknad som differensen mellan nederbörd och avrinning, uppgår till mm (SMHI, 1994). Gruvområdet ligger inom ett 33,8 km 2 stort avrinningsområde utsträckt i nordväst-sydost som omfattar bland annat sjöarna Mången, Humsjön och Tiskaretjärnet. Områdets högsta del finns i söder med nivåer upp till 390 m.ö.h. Grund- och ytvatten från Storgruvan dräneras norrut till 10

11 Mångens södra del. Vatten från hela avrinningsområdet rinner ut i Stor-Treen via Bruksälven (bilaga 1). 4. GRUVAVFALL OCH VITTRINGSPROCESSER 4.1. Vittring av gruvavfall Vittring är ett begrepp som innefattar ett flertal mineralnedbrytande processer (Schlesinger, 1997). Processerna är naturliga och sker ständigt. Man skiljer på mekanisk och kemisk vittring. Mekanisk vittring sker utan någon kemisk reaktion, till exempel med hjälp av vind. Kemisk vittring sker följaktligen när ett mineral reagerar med ett eller flera ämnen, till exempel sura eller oxiderande, genom en kemisk reaktion. Vissa reaktioner katalyseras av mikroorganismer. Mikroorganismer och rötter frisätter organiska syror, som kan bidra till den kemiska vittringen. Vittringen av mineral påverkas av ett flertal faktorer. För vittringen sulfidmineral är bland annat tillgången på syre, temperaturen och ph speciellt viktiga. Vittring av gruvavfall genererar två problem för miljön: Surt gruvvatten och frigörelse av tungmetaller (till exempel Dubrovsky et al., 1985, Blowes och Jambor, 1990 och Blowes et al., 1992). Båda processerna är tätt sammankopplade, vilket kan exemplifieras med hur oxidation av pyrit sker (se nästa stycke). Pyrit är det vanligaste sulfidmineralet i jordskorpan och förekommer följaktligen i stora mängder i avfall från sulfidmalmsgruvor. Mineral med ingående element, som föreligger i reducerad form, exempelvis svavel och järn i pyrit, är stabila så länge de inte kommer i kontakt med syre, det vill säga så länge mineralet ligger kvar i marken eller berggrunden. Vid gruvbrytning kommer luftens syre i kontakt med de reducerade elementen och oxidation av dessa kan ske. Oxidationen av pyrit (FeS 2 ) inleds med en initieringsreaktion (ekv. 1), där tvåvärt järn (Fe 2+ ) frigörs och svavelsyra bildas (se exempelvis Singer och Stumm, 1970): Ekv. 1 2FeS 2 + 2H 2 O + 7O 2 4H + + 4SO Fe 2+ Enligt Singer och Stumm (1970) så fortsätter pyritoxidationen sedan i ett cykliskt förlopp (ekv. 2-3). Ekv. 2 4Fe 2+ + O 2 + 4H + 4Fe H 2 O Det tvåvärda järnet som frigjorts i initieringssteget oxideras till trevärt järn (Fe 3+ ). Ekv. 2 är det hastighetsbestämmande steget i cykeln (Singer och Stumm, 1970). I naturliga miljöer finns dock katalysatorer, såsom metaller och mikroorganismer, där de senare är effektivare och kan öka reaktionshastigheten med en faktor 10 6 (Singer och Stumm, 1970). En av de mest välkända mikroorganismerna med denna förmåga är bakterien Acidithiobacillus ferrooxidans (Ahonen och Tuovinen, 1989, Ebenå, 2003). Fe 3+ används sedan som oxidationsmedel för att oxidera ytterligare pyrit (ekv. 3). Fe 2+ som bildas kan sedan oxideras av syre enligt ekv. 2 och därmed fås ett cykliskt förlopp. Ekv. 3 FeS Fe H 2 O 15Fe SO H + 11

12 Ekv. 3 sker endast vid ph<2,5. Vid högre ph faller Fe 3+ från ekv. 2 istället ut som järnhydroxid (ekv. 4). Ekv. 4 Fe H 2 O Fe(OH) 3 + 3H + Järnhydroxiden kan sedan torka och bilda götit (FeO(OH)) och hematit (Fe 2 O 3 ). En sammanfattning av ekv. 1,2 och 4 ges av ekv. 5 för ph>2,5. Ekv. 5 4FeS H 2 O + 15O 2 4 Fe(OH) 3 + 8SO H + I mineraliseringar förekommer pyrit ofta tillsammans med andra sulfidmineral. Dessa, exempelvis kopparkis och zinkblände kan också oxideras av luftens syre. Oxidation och upplösning av dessa mineral frigör tungmetaller, vilket visas i följande ekvationer: Ekv. 6 4CuFeS O H 2 O 4CuSO 4 + 4Fe(OH) 3 + 4H 2 SO 4 Ekv. 7 12Cu 5 FeS O H 2 SO 4 60CuSO 4 + 4H 3 OFe 3 (SO 4 ) 2 (OH) 6 + 2H 2 O Ekv. 8 ZnS + 2O 2 Zn 2+ + SO 4 2- Ekv. 9 PbS + 2O 2 Pb 2+ + SO 4 2- Kopparkis oxideras enligt ekv. 6. Både frigörelse av metaller och syraproduktion sker. Reaktionen förutsätter en oxidation av det tvåvärda järnet och en utfällning av järnhydroxid (ekv. 2 och 4). Ett annat kopparmineral, bornit, oxideras enligt ekv. 7. Reaktionen konsumerar syra. Zinkblände och blyglans frigör båda metaller vid oxidation med syre (ekv. 8 och 9). Dock produceras ingen syra Syraneutraliserande reaktioner I gruvavfall förekommer mineral med förmågan att konsumera protoner, så kallade buffrande mineral. Genom att dessa mineral kan motverka ph-sänkningar, blir de utlakade mängderna av tungmetaller mindre, vilket har påvisats av bland annat Holmström et al. (1999). När gruvavfall vittrar och syra produceras neutraliseras den av det mineral som finns tillgängligt och som buffrar vid aktuellt ph. När det buffrande mineralet konsumerats sjunker ph till en nivå, där ett annat buffrande mineral verkar. På så vis fås en stegvis sänkning av ph. Karbonater är de effektivaste mineralen för neutralisering av syra från vittrande sulfidmineral. Karbonaterna reagerar snabbt, inom sekunder till minuter, med syran och buffringen kan ske från neutralt ph ner till ph 5. Kalcit (CaCO 3 ) och dolomit (CaMg(CaCO 3 ) 2 ) är två vanligt förekommande karbonater med buffrande förmåga. Ekvation 10 beskriver hur buffring av syra sker med hjälp av kalcit. Ekv. 10 CaCO 3 + H + Ca 2+ + HCO 3 - När karbonaterna förbrukats buffrar andra mineral, till exempel metallhydroxider/oxider och silikater. Ekv. 11 och 12 visar hur metallhydroxiderna gibbsit (Al(OH) 3 ) och järnhydroxid (Fe(OH) 3 ) reagerar med protoner. Gibbsit buffrar i ph-området 3,7-4,3 och järnhydroxid i intervallet 2,0-2,5. 12

13 Ekv. 11 Ekv. 12 Al(OH) 3 + 3H + Al H 2 O Fe(OH) 3 + 3H + Fe H 2 O Ett flertal olika silikatmineral har buffrande kapacitet, bland annat K-fältspat (KAlSi 3 O 8 ) och kaolinit (Al 2 Si 2 O 5 (OH) 4 ). Vittring av silikater är den största källan till att element som kisel, natrium och kalium förekommer i naturliga vatten. Silikatbuffring förekommer alltid men dominerar vid låga ph, när andra buffrande mineral förbrukats. Buffring med silikatmineral sker långsammare än med karbonater. Kaolinit neutraliserar syra enligt ekv. 13. Ekv. 13 Al 2 Si 2 O 5 (OH) 4 + 6H + 2Al H 4 SiO 4 + H 2 O 4.3. Metallers mobilisering De frigjorda metallernas transport från gruvavfallet till mark och vatten påverkas av ett antal olika processer, som beror på omgivningens och respektive metalls egenskaper. Viktiga processer, som påverkar metallmobiliseringen från gruvavfall är till exempel utfällningsreaktioner och sorption (se till exempel Blowes och Jambor, 1990). Utfällning av metaller sker om koncentrationen av dem i en lösning är hög, det vill säga lösningen är mättad (Benjamin och Honeyman, 2000). När metaller faller ut bildas sekundära mineral och metallerna blir immobiliserade. Det betyder att utfällningsreaktioner kan begränsa den lösta koncentrationen av metaller. Undersökningar av sekundära mineral i gruvavfall från sulfidmalm har visat att bland annat götit (FeO(OH)), jarosit (KFe 3 (SO 4 ) 2 (OH) 6 ) och gips (CaSO 4 2H 2 O) förekommer. Tungmetaller som koppar och zink kan fällas ut som sekundära koppar- respektive zinkmineral alternativt tillsammans med mera vanliga järnmineral, som till exempel götit. De två huvudsakliga faktorerna som påverkar utfällnings- och upplösningsreaktioner är ph och redoxpotential (Benjamin och Honeyman, 2000). ph inverkar på koncentrationen av många anjoner, till exempel OH -. Redox påverkar också koncentrationen av anjonerna, eftersom till exempel sulfider endast är stabila i reducerande miljöer. I en oxiderande miljö löses dessa upp. Redox har även effekt på själva metalljonen. Samma metall har olika löslighet beroende på vilket oxidationstillstånd den föreligger i. Till exempel är tvåvärt järn lättare att lösa än trevärt järn (under förutsättning att S(-II) inte är närvarande). Sorption är ett samlingsnamn för adsorption, absorption och jonbyte. Adsorption innebär att en metalljon binder till ett fast minerals yta utan att en ny utfällning bildas (Benjamin och Honeyman, 2000). Metalljonen blir då en del av partikeln och befinner sig således inte längre i lösning. Metaller adsorberar ofta till rostutfällningar (järnhydroxid) och lermineral (t.ex. Kooner, 1993; Bowell och Bruce; 1995, Coston et al., 1995; Düker et al., 1995). Dessa mineral har en nettoladdning som beror på vilket ph omgivningen har (Benjamin och Honeyman, 2000). I en basisk omgivning har ytan en negativ ytladdning medan den är positivt laddad i en sur omgivning. Detta gör att metallers adsorption är starkt beroende av ph. Metalljoner, som är positivt laddade, till exempel koppar och bly, adsorberar följaktligen bättre vid höga ph än vid låga. Negativt laddade joner, exempelvis arsenik, har därmed ett omvänt ph-beroende, dvs adsorberar bättre vid låga ph-värden. 13

14 5. TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR År 2000 provtog Forskningsprogram VIP (Värmlands Industrimaterial Potential) Filipstad lakvatten sydost om gruvan. ph uppmättes till 6,5. Halterna av koppar uppgick till 411 µg/l. Enligt SGUs biogeokemiska kartor uppgår kopparhalten i bäckvattenväxter i Kallbäcken (östra bäcken) till mg/kg. Under 2002 ingick Mangens storgruva i en MIFO fas 1-inventering utförd av Länsstyrelsen i Värmlands län. Den klassificerades preliminärt i riskklass UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 6.1. Utförande Provtagning och inventering Inventeringen av avfallen har omfattat avfallens lokalisering inom gruvområdet och mängderna av olika avfallsslag (varp). Området har besöks och undersökts i fält. En allmän kringvandring runt gruvhålen och de kända brytningsplatserna har genomförts. De områden där avfall påträffats har mätts in med GPS och även grovt genom stegning och måttband. Totalt undersöktes tre delområden med varp. Delområdena består generellt av mindre närbelägna avfallshögar med liknande avfallsslag och vittringsgrad. Vid inventeringen av varp har de enskilda avfallshögarna okulärt besiktats med avseende på: Utseende och styckefall d.v.s kornstorleksfördelningen. Storleken på ett antal varpstycken (20 st) har uppskattats med linjal och måttband och registrerats. Blockens kantighet har uppskattats. Stora kantiga block antyder att materialet kan ha sprängts bort. Små varpstycken kan antyda att varpen sorterats för hand. Bedömt sulfidinnehåll enskilda provbitar av varp (20 st per hög) har slagits sönder och sulfidinnehållet bedöms grovt för varje stycke med hjälp av syn, förstoringsglas eller lupp (direkt i fält). En skala på 1-3 har använts: 1. Där inga eller obetydligt med sulfider finns i provet. 2. Där sulfider förekommer mer spridda i provet. 3. Där förekomsten av sulfider är hög d.v.s liknande malm. Om möjligt har ingående sulfidmineral bestämts. Bedömd vittringsgrad - graden av missfärgning och disintegration (vittring) har bedömts på 20 varpbitar per upplag enligt en skala (direkt i fält). För att bedöma vittringsgraden har en skala på 1-5 använts: 1. Helt opåverkat material. Inga synbara röda, bruna eller gula utfällningar. Tydliga sulfidmineral kan finnas i provet. 2. Mindre vittrat material. Endast mindre missfärgningar finns. Provet uppvisar ingen disintegration och sulfidmineral kan finnas i provet. 14

15 3. Något vittrat material. Missfärgningarna är tydliga och täcker stora delar av provet. Ingen eller endast liten disintegration av provet. Eventuella sulfider är missfärgade. 4. Vittrat material. Missfärgningarna täcker större delen av provet och kan även gå mot djupet. Delar av provet uppvisar tydlig disintegration. Eventuella sulfider är missfärgade. 5. Mycket vittrat material. Provet är helt täckt av missfärgningar, provet är till stora delar under disintegration. Delar av provet smulas lätt sönder vid slag med hammare. Inga sulfider finns kvar. Provtagning av fast material har utförts på: - Ett stort samlingsprov av avfall för lakförsök och syra-basräkning, - Fyra samlingsprover på avfall för syra-basräkning, - Jord och gruvavfall, ytterliggare prover, - Sjösediment, totalt tre prover från tre punkter, - Ett prov på bäcksediment (i punkten Bäck väster Mangen enligt karta bilaga 1). Provtagning av jord och gruvavfall har gjorts dels med hjälp av borrigg med skruv (tre punkter), dels för hand med spade. Samlingsprovet för lakförsök har tagits fördelat över hela området för att få en så representativ provtagning som möjligt. Provtagning av sjösediment har gjorts med sedimentprovtagare typ Kajak (Blomqvist och Abrahamsson, 1985). Alla prover har förvarats i plastpåsar. Alla prover har förvarats i plastpåsar. Provtagning av jord, avfall och sjösediment skedde i oktober Bäcksediment provtogs i maj I tre provtagningspunkter har grundvattenrör (PEH-rör, 63 mm) installerats. Installationen skedde med hjälp av skruv- eller ODEX-borrning. Alla rör är försedda med 1 m filterrör samt lock. Grundvattenrören installerades i oktober Provtagning av vatten har utförts på: - Dagbrottsvatten, ett prov, - Ytvatten, 12 prover (två prover i den västra bäcken och ett i den östra, fyra i Kallbäcken i anslutning till Karlsviks kopparverk, ett vid stranden vid Karlsvik, ett ytvattenprov i Mången, två av gruvverksamheten opåverkade inlopp till Mången samt utloppet från Mången (Bruksälven)), - Bottenvatten, ett prov, - Grundvatten, tre prover. Ytvatten i bäckar och vid stranden provtogs genom att en syradiskad flaska sänktes ner i vattnet. I en annan flaska samlades vatten för bestämning av ph, konduktivitet och temperatur upp på samma sätt. Dagbrottsvatten togs med hjälp av vattenhämtare (Ruttner). Yt- och bottenvatten i Mången provtogs i samband med sedimentprovtagningen (punkt M-2). Ytvattnet i Mången togs med hjälp av en vattenhämtare. Bottenvattnet ovanför sedimentytan samlades upp med hjälp av en filterspruta. Vattnet filtrerades sedan direkt ner i en syradiskad flaska. Prov för bestämning av ph, konduktivitet och temperatur togs på samma sätt. Provtagning av yt-, botten- och dagbrottsvatten skedde i oktober En kompletterande provtagning i den västra bäcken genomfördes i maj Före provtagning av grundvatten har rören omsatts minst två rörvolymer. Före omsättning mättes grundvattennivån med hjälp av ljud- och ljuslod. Provtagning gjordes med hjälp av grundvattenhämtare (bailer). Provet filtrerades och ph, konduktivitet och temperatur mättes direkt i 15

16 fält. Alla grundvattenprover har förvarats i syradiskade plastflaskor. Provtagning av grundvatten skedde i november Passiv provtagare (DGT från Analytica AB) placerades ut i bäcken som rinner från gruvområdet (i punkt Bäck väster Mangen enligt karta i bilaga 1). Provtagaren placerades ut och samlades in Analyser Prover på gruvavfall har skannats med XRF-instrument (Niton) för analys av metaller. Bestämning har gjorts på prover i plastpåsar och mätning har gjorts 3 gånger/påse för att minimera risken för icke-representativa värden. På en del av de uttagna markproverna har s.k. pasta-ph bestämts. För material som tex rostjord och morän slammades lite material (cirka 10 g) upp i vatten (cirka 2 cl) och därefter mättes phvärdet. För varp användes hela provet. Provet slammades upp i cirka 100 ml vatten och därefter mättes ph. För mätning av ph användes en WTW Multiline P4 med en WTW ph-elektrod som kalibrerades med WTW buffertlösningar, ph 4 och ph 7. Dessa resultat tillsammans med XRF-analyserna har legat till grund för vilka prover som har skickats för laboratorieanalys (ackrediterad). Totalhalten i materialet har bestämts på laboratorium på ett mindre antal gruvavfallsprover och sjösediment genom Analytica AB:s paket MG-1. Bestämningen innebär att As, Cd, Co, Cu, Ni, Pb, Zn, Hg och S har gjort tillgängliga för analys genom uppslutning i mikrovågsugn med 7 M salpetersyra. För Si, Al, Ca, Fe, K, Mg, Mn, Na, P, Ti, Ba, Be, Cr, la, Mo, Nb, Sc, Sn, Sr, V, W, Y och Zr har bestämning skett efter smältning i litiummetaborat följt av upplösning i utspädd salpetersyra. Slutbestämning av metallhalter har skett med ICP-AES och ICP-MS. Denna metod med både smälta och syralakning ger innehållet även av t.ex. sulfidmineral som sitter inkapslade i silikatmineral och som med enbart syralakning inte fås med. Yt- och grundvattenprover samt lakvattenprover från lakförsök (se nedan) har samlats upp i syradiskade plastflaskor och filtrerats för att avskilja partiklar >0,45 µm. I fält har filtrering skett med hjälp av filterspruta och på laboratorium genom vakuumfiltrering. Yt- och grundvattenproverna har analyserats enligt Analytica AB:s paket V-2 omfattande Ca, Fe, K, Mg, Na, S, Si, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, P, Pb, Sr och Zn och lakvattenproverna enligt Analytica AB:s paket V-3a omfattande Ca, Fe, K, Mg, Na, S, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb och Zn Lakförsök Tre typer av laboratorieförsök har utförts. ABA (acid-base accounting) eller syra-basräkning samt oxiderat tillgänglighetstest och tvåstegs skakförsök. Syra-basräkning har utförts av HS Miljölab i Kalmar. Oxiderat tillgänglighetstest har utförts vid SGI:s laboratorium och skakförsöken av Analytica AB. Kemiska analyser har utförts vid Analytica AB. Både SGI och Analytica är ackrediterade för respektive försök och analyser. Inget laboratorium finns ackrediterat i Sverige för de speciella ABA-försöken. 16

17 Oxiderat tillgänglighetstest och skakförsök har utförts på ett stort samlingsprov bestående av avfall från Mangens storgruva. Syra-basräkning har utförts på ovan nämnda stora samlingsprov samt ytterliggare fyra samlingsprover på varp. Syra-basräkning Syra-basräkning är ett vanligt, enkelt och billigt statiskt test som används till att grovt beräkna ett materials syraproducerande och syraneutraliserande förmåga. Ett statiskt test definierar balansen mellan syraproducerande mineral och syraneutraliserande mineral (British Columbia Acid Mine Drainage Task Force, 1989). Sulfidmineral räknas som syraproducerande och framförallt karbonater räknas till de föreningar som neutraliserar syra. Teoretiskt kommer ett prov vid någon tidpunkt att generera syra endast om den syraproducerande kapaciteten överstiger den syraneutraliserande kapaciteten. Ett statiskt test kan inte användas till att bedöma kvaliteten på det sura lakvattnet. Det kan inte heller användas till att visa hur lakvattnet påverkas med tiden utan kan endast användas till att bedöma om materialet har en syraproducerande potential. Syrabasräkning har utförts på 5 prover från Storgruvan. Den syraproducerande potentialen bestäms genom en totalsvavelanalys och den syraneutraliserande potentialen bestäms genom en titrering. Från dessa bestämningar räknas nettoneutralisationspotentialen (NNP) ut genom att dra bort den syraproducerande potentialen från den neutraliserande potentialen. Ett material med en NNP på mindre än -5 anses vara potentiellt syraproducerande. Totalsvavel kan bestämmas med ett flertal olika analysmetoder, exempelvis ICP-AES. Svavelanalysen i % omvandlas till syraproducerande potential i kg ekvivalent CaCO 3 /ton material genom konverteringsfaktorn 31,25. Konverteringsfaktorn 31,25 fås genom att man antar att all svavel finns endast i pyrit. Den totala mängden av neutraliserande mineral d.v.s. främst karbonater och hydroxider bestäms genom att provet behandlas med ett överskott av standardiserad saltsyra. Provet och syran blandas och upphettas för att reaktionen ska ske fullständigt. Mängden av överskottsyra bestäms sedan genom titrering med natriumhydroxid ned till ph 7. För en utförligare metodbeskrivning hänvisas till Sobek et al. (1978) eller British Columbia Acid Mine Drainage Task Force (1989). Tillgänglighetstest Den totalt utlakbara mängden, d.v.s. den mängd som kan lakas ut då kornstorlek, alkalinitet, koncentrationsskillnader eller tid inte begränsar utlakningen, kan bestämmas i ett s.k. tillgänglighetstest. Tillgänglighetstestet avspeglar den totalt tillgängliga mängden som är lakbar på mycket lång sikt. För att studera tillgängligheten under oxiderande förhållanden tillsätts väteperoxid, H 2 O 2, för att hålla oxiderande förhållanden. Testet utförs enligt NT ENVIR 006, vilket innebär att provet mals ner till <125 µm och lakas vid L/S 1 =100 i två steg, d.v.s. totalt L/S 200. Under lakningen hålls ph konstant vid ph=7 i första steget och vid ph=4 i andra steget. Justering till rätt ph görs med salpetersyra, HNO 3. Tvåstegs skakförsök 1 L/S = Liquid/Solid, d.v.s. förhållandet mellan mängden vätska och mängden fast fas. 17

18 Tvåstegs skakförsök ger en grov uppskattning av utlakningen på kort sikt. Metoden är föreslagen som europeisk standard, pren , och är också föreslagen att ingå vid klassning av avfall för deponering. Utförandet innebär att provet krossas till <4 mm, blandas med avjoniserat vatten till L/S=2 och skakas i en vändapparat. Därefter avskiljs lakvätskan och ytterligare vätska tillsätts så att det ackumulerade L/S-förhållandet motsvarar L/S=10. Totalt skakas provet under 24 h. Vid L/S 2 är syftet att undersöka det förhållandevis tidiga lakvattnet som vanligtvis innehåller högst koncentrationer. Vid L/S 10 fångas den mängd upp som lakas under en förhållandevis längre tid. Vattnen analyseras var för sig. 7. RESULTAT OCH DISKUSSION 7.1. Geohydrologiska undersökningar Tre grundvattenrör installerades i området kring Mangens storgruva. För rörens lägen, se bilaga 1. Grundvattennivån i området ligger generellt nära eller strax under markytan. I GV1 låg grundvattennivån vid markytan vid provtagningstillfället. I GV2 och 3 låg grundvattenytan cirka 1 respektive 1,5 m under markytan Inventering av avfall Resultat Resultaten från inventeringen visar att avfallet ligger i anslutning till dagbrottet och vid gruvöppningen. Se karta i bilaga 1. Blanketter från inventeringen återfinns i bilaga 6. Varpen delades in i tre delområden, ett vid bäcken som rinner från området (västra bäcken), ett vid ingången till gruvan (norr om vägen) och ett i slänten parallellt med gamla dagbrottet (söder om vägen). Inventeringen av området vid bäcken visar att varpen där främst utgörs av grå och mörkgrå kantiga stycken. Dessa utgör cirka % av varpen. Styckefallet varierar mellan 70 och 170 mm. Sulfidinnehållet uppgår till 1-2 (ingen till spridd förekomst) och vittringsgraden varierar mellan 1 och 3 (opåverkat till något vittrat). Förekommande sulfidmineral är främst pyrit och kopparkis. Cirka 30 % av varpen utgörs av grå och flata stycken. Styckefallet på dessa uppgår till mm. Sulfidinnehållet är obetydligt (1) och vittringsgraden varierar mellan 1 och 3 (opåverkat till något vittrat). Förekommande sulfidmineral är främst pyrit och kopparkis. Enstaka rödbruna och kantiga varpstycken förekommer också. Sulfidinnehållet är obetydligt och vittringsgraden en 3:a (något vittrat). Varpen vid gruvans öppning, norr om vägen, utgörs främst av grå, mörkgrå och gråbruna kantiga stycken. Cirka 50 % av varpen utgörs av denna fraktion. Styckefallet uppgår till mm. Sulfidinnehållet uppgår till 1-3 och detsamma gör vittringsgraden. Sulfiderna utgörs främst av kopparkis. Sekundära utfällningar i form av bland annat malakit förekommer. Även flata och gråa varpstycken förekommer. Styckefallet på dessa uppgår till mm. Sulfidinnehållet är detsamma som för de kantiga varpstyckena men vittringsgraden är något högre, 2-4 (mindre vittrat till vittrat material). Även i dessa stycken utgörs sulfiderna främst av kopparkis och malakit förekommer som sekundär utfällning. 18

19 I delområdet norr om vägen vid gruvans öppning finns även färgade varpstycken, främst gröngråa, rödgråa och bruna. Dessa utgör cirka % av varpen. Styckefallet för de grågröna uppgår till 50 mm, sulfidinnehållet är obetydligt medan vittringsgraden är hög, 4:a (vittrat material). Malakit och azurit förekommer som sekundära utfällningar. De rödgråa varpstyckena uppvisar ett sulfidinnehåll mellan 1 och 3 och en vittringsgrad mellan 2och 3. Sulfiderna kopparkis och bornit förekommer i dessa. Varpen i slänten parallellt med det gamla dagbrottet utgörs främst av gråa och röda varpstycken, både kantiga och flata förekommer. Styckefallet för de kantiga gråa varpstyckena uppgår till mm. Sulfidinnehållet är obetydligt till spritt (1-2) och vittringsgraden mycket varierande, mellan 1 och 4. Variationen är även relativt stor mellan de grå och flata styckena. Styckefallet uppgår till mm, sulfidinnehållet och vittringsgraden varierar mellan 1 och 3. Kopparkis, magnetit och malakit förekommer i de båda grå varpfraktionerna. De rödaktiga varpstyckena utgör cirka % av varpen i detta delområde. Styckefallet varierar mellan 60 och 170 mm. Sulfidinnehållet varierar mellan obetydlig till hög förekomst och vittringsgraden mellan 1 och 4. Sulfidförekomsten utgörs främst av kopparkis. Magnetit och limonit förekommer i enstaka prover. Volymen på varpen har uppskattats till 1749 m 3 och tonnaget till 2973 ton Geokemiska undersökningar Varp, jord och bäcksediment Fullständiga analysprotokoll återfinns i bilaga 2 och provtagningsprotokoll presenteras i bilaga 6. Resultaten från analyserna visar att varpen vid Storgruvan främst utgörs av föreningar med kisel, järn, aluminium och natrium (tabell 1). Järninnehållet (uttryckt som järnoxid) är relativt högt, drygt 13 % TS, vilket avspeglas i den relativt vanliga förekomsten av magnetit (Fe 2 O 3 ). Svavelinnehållet uppgår till drygt 1,4 % TS. Kalciuminnehållet är relativt lågt, cirka 0,7 % TS. Koppar är det föroreningselement som förekommer i högst halt i varpen, knappt 4100 mg/kg TS. Variationen mellan proverna är dock relativt stor. Övriga tungmetaller och spårelement förekommer i relativt liten omfattning, exempelvis arsenik, kadmium, bly och zink. Noterbart är halten av kobolt, vilken uppgår till cirka 91 mg/kg TS. Variationen mellan proverna är dock även stor för kobolt. Generellt sett är varpens sammansättning vid Storgruvan och den närbelägna Källargruvan relativt lika. Proverna på morän och rostjord togs vid vägskärningen, cirka 500 m söder om Karlsviks kopparverk (se karta i bilaga 1). Rostjord togs cirka 0,3 m under markytan och opåverkad morän cirka 0,7 m under markytan. Moränen utgörs främst av föreningar med kisel, aluminium, natrium, kalium, järn och kalcium. Järninnehållet är klart lägre i moränen än i varpen, knappt 3 % jämfört med drygt 13 %. Svavelhalten är låg, cirka 51 mg/kg TS. Tungmetaller och spårelement förekommer generellt i liten omfattning i jämförelse med varpen, exempelvis uppgår kopparhalten till knappt 18 mg/kg TS. Noterbart är dock bariumhalten på 645 mg/kg TS. Även moränprovet från Källargruvan (referenspunkten) uppvisar en bariumhalt i samma storleksordning (550 mg/kg TS). Detta betyder sannolikt att den naturliga bariumhalten i området sannolikt uppgår till en halt i denna storlek. 19

20 Tabell 1. Medelhalter och standardavvikelse samt pasta-ph i avfallet vid Mangens storgruva. Analyser under detektionsgräns är medräknade som halva detektionsgränsens värde. Feta och kursiverade värden anger halva detektionsgränsens värde. Element Varp Morän Rostjord Bäcksediment medel±std.av. medel±std.av. medel±std.av. medel±std.av. (7 prover) (1 prov) (1 prov) (1 prov) [% TS] LOI 0,986±0,212 0,50 3,7 67,1 SiO2 71,8±4,67 74,2 65,5 16,4 Al2O3 7,13±4,42 11,6 12,8 4 CaO 0,675±0,503 1,6 1,48 1,58 Fe2O3 13,3±3,77 2,88 4,34 6,09 K2O 0,651±0,495 3,67 3,51 0,528 MgO 0,683±0,615 0,637 0,631 0,357 MnO 0,0248±0,013 0,065 0,0669 0,275 Na2O 3,27±1,94 3,14 2,79 0,493 P2O5 0,121±0,076 0,112 0,131 0,396 TiO2 0,408±0,256 0,403 0,515 0,129 [mg/kg TS] As 0,550±0,470 0,492 0,869 3,34 Ba 104±86, Be 0,817±0,378 2,19 2,31 1,38 Cd 0,0498±0,0041 0,064 0,0844 0,38 Co 91,2±72,9 4,54 4,4 66,7 Cr 60,5±33,8 41,7 54,9 19 Cu 4096± ,7 11, Hg 0,020 0,020 0,020 0,766 La 6,05±3,99 3, ,8 Mo 10,2±9,97 3,0 3,0 3,0 Nb 4,24±2,14 7,29 8,42 3,0 Ni 22,2±15,5 6,48 5,19 11,9 Pb 3,45±2,75 3,59 8,83 39,6 S 14349± , Sc 7,98±4,21 5,54 6,51 4,69 Sn Sr 67,4±45, ,1 V 89,6±19,8 41,5 56,5 33,9 W Y 9,54±6,08 22,3 20,3 35,2 Zn 14,3±9,37 28, Zr 100±64, ,6 Pasta-pH (5 prover) (1 prov) (1 prov) 7,4±0,3 6,8 6,8 - Rostjorden har en generell sammansättning som i stor utsträckning liknar den opåverkade moränens. Kisel och aluminium är de element som förekommer i störst utsträckning. Tungmetaller 20

21 och spårelement uppvisar låga halter, exempelvis uppgår kopparhalten till cirka 12 mg/kg TS. Även rostjorden uppvisar en relativt hög bariumhalt, cirka 630 mg/kg TS. Bäcksedimenten från bäcken som rinner från varpen (västra bäcken, prov taget i samma punkt som vattenprovet, se karta i bilaga 1) uppvisar en mycket hög halt av koppar. Halten uppgår till drygt 7100 mg/kg TS och är således högre än innehållet i varpen. Även svavelhalten är betydande i bäcksedimenten, cirka 2900 mg/kg TS. En spridning av koppar och svavel sker således till bäcken. Detta stämmer väl med resultaten från vattenproverna från bäcken (se avsnitt 7.3.2). Det organiska innehållet, med bland annat torv, i sedimenten är högt (se exempelvis LOI), vilket visar på en god förmåga att fastlägga metaller. Mätningarna av pasta-ph visar att varpen håller ett neutralt ph, 7,4. ph är något lägre i moränen och rostjorden, 6,8. I tabell 2 presenteras medel-, median-, max- och min-värden och standardavvikelse för koppar, bly och zink från XRF-mätningar på varp, morän, rostjord och material från skruvborrning vid Mangens storgruva. Samtliga XRF-mätningar presenteras i bilaga 5. Resultaten visar att varpen innehåller relativt höga kopparhalter medan halterna av bly och zink är låga, vilket stämmer väl med laboratorieanalyserna. Morän och rostjord uppvisar generellt halter under detektionsgränsen för koppar, bly och zink. Övriga potentiella föroreningselement, till exempel arsenik, kobolt, krom, kvicksilver och nickel, uppvisar halter under detektionsgränsen för varp, morän och rostjord. Proverna från skruvborrning, P1 och P2, uppvisar något förhöjda halter av koppar. Främst gäller det P1, vilken återfinns precis nedanför varpen. P2 är belägen längre bort från avfallet och de lägre halterna där indikerar att det främst är jorden i varpens närhet som är påverkad. Tabell 2. Resultat XRF-mätningar för koppar, bly och zink på avfall från Mangens storgruva. Värden anges i ppm. Cu Varp P1 P2 Morän Rostjord (21 mätn) (9 mätn) (12 mätn) (3 mätn) (3 mätn) Antal värden över det.gräns Medel Std.av ,9 - - Median ,6 - - Maxvärde Minvärde ,1 - - Pb Varp P1 P2 Morän Rostjord (21 mätn) (9 mätn) (12 mätn) (3 mätn) (3 mätn) Antal värden över det.gräns Medel 43,4 35, ,9 Std.av Median 43,4 35, ,9 Maxvärde 43,4 35, ,9 Minvärde 43,4 35, ,9 21

22 Zn Varp P1 P2 Morän Rostjord (21 mätn) (9 mätn) (12 mätn) (3 mätn) (3 mätn) Antal värden över det.gräns Medel , Std.av. 26,8 0, Median , Maxvärde , Minvärde , I tabell 3 redovisas totalhalter i ett ovittrat respektive vittrat samlingsprov med varp från Storgruvan. Provet bygger på ett antal insamlade varpstycken (cirka 10) från vilka vittrat material knackats loss för hand. Varpstyckena har sedan rensats från vittrat material tills färskt ovittrat material påträffats, som även det knackats loss och analyserats. Huvudelementen, till exempel kisel, aluminium och titan uppvisar generellt högre halter i det vittrade provet. Några undantag finns, bland annat järn. Svavel, arsenik, koppar, bly och zink uppvisar högre halter i det vittrade provet, vilket är anmärkningsvärt. Tabell 3. Totalhalter för ovittrat och vittrat avfall vid Mangens storgruva. Feta och kursiverade värden avser halva detektionsgränsens värde. Ämne Ovittrad varp Vittrad varp Ämne Ovittrad varp Vittrad varp (1 saml.prov) (1 saml.prov) (1 saml.prov) (1 saml.prov) [TS] SiO2 75,7 80,4 Cu Al2O3 0,798 1,1 Hg 0,02 0,02 CaO 0,05 0,05 La 3 3 Fe2O3 19,5 16,1 Mo 14,2 10,6 K2O 0,0636 0,103 Nb 3 3 MgO 0,01 0,01 Ni 27,7 54,3 MnO 0,0109 0,0077 Pb 0,991 1,64 Na2O 0,449 0,629 S P2O5 0,0116 0,0151 Sc 2,28 2,04 TiO2 0,0549 0,0553 Sn [mg/kg TS] Sr 6,27 7,85 As 0,307 0,441 V 75,9 56,6 Ba 1 4,36 W Be 0,3 0,3 Y 1 1 Cd 0,0542 0,0514 Zn 1,7 6,13 Co Zr 13,6 11,4 Cr 28,6 31,3 För att konstruera vittringsdiagram och utföra massförändringsberäkningar krävs att något immobilt element, titan eller zirkonium uppvisar en anrikning i den vittrade varpen. I proverna från Storgruvan uppvisar titan en anrikning i det vittrade provet. I figur 4 presenteras vittringsdiagram för varpen vid Storgruvan. Flertalet element som rimligen borde ha minskat i halt till följd av vittring faller över titanlinjen, vilket betyder att de anrikats. Detta gäller bland annat svavel och element som vanligen är sulfidbundna som till exempel arsenik, koppar, kobolt, bly och zink. En förklaring till detta spegelvända resultat kan vara att vittringsprodukter från andra varpstycken fastlagts sekundärt på det uttagna provets yta och därmed felaktigt höjt halten av koppar och svavel i det vittrade provets yta. Kisel och aluminium faller över titanlinjen. Dessa element är relativt resistenta mot vittring och brukar således öka i halt på grund av att andra element minskat i halt på grund av vittringen. De högre halterna av kisel och aluminium i det vittrade provet visar att det provet just är vittrat. Det innebär också att anledningen till det spegelvända resultatet inte är att proverna förväxlats. 22

23 På grund av resultaten från vittringsdiagrammet utförs inga massförändringsberäkningar. Beräkningarna är möjliga att genomföra men ger ingen relevant information. Varp Storgruvan Ni/3 Hg* Pb*10 P2O5/10 Cr/2 Cd*300 Fe2O3/ Vittrad varp Al2O3/1000 Cu/1000 K2O/100 MgO/10 S/5000 Sr SiO2/ MnO/10 Zr Mo V/5 6 Zn Na2O/1000 TiO2/100 Co/50 CaO/100 Ba As*10 4 La Sc 2 Y Be Ovittrad varp Figur 4. Vittringsdiagram för varpen vid Mangens storgruva. Element som faller under zirkoniumlinjen har minskat i halt till följd av vittring Sediment Resultaten från sedimentprovtagningen i Mången redovisas i tabell 4. Provtagningspunkternas lägen återfinns i bilaga 1. Fullständiga analysprotokoll och provtagningsprotokoll redovisas i bilaga 2 respektive 6. Sedimentproppen i punkt M1 karaktäriserades av brunt till brunsvart material, relativt kornigt. Inslag av organiskt material förekom. M2 var brunsvart och de översta 25 cm var mycket lösa. M3 uppvisade ett rostbrunt lager, cirka 1 cm tjock, överst. Resterande material var brunt med inslag av organiskt material. Ingen speciell lukt, till exempel H 2 S, kunde konstateras i någon utav propparna. 23

24 Tabell 4. Resultat från sedimentprovtagningen i Mången. Feta och kursiverade värden avser halva detektionsgränsens värde. Ämne M1 M2 M3 Ämne M1 M2 M3 [TS] SiO ,8 61,1 Cu ,4 159 Al2O3 10,5 8,75 10,6 Hg 0,11 0,0789 <0,04 CaO 1,4 1,87 2 La 37,1 75,7 32,9 Fe2O3 14,9 5,08 2,58 Mo K2O 2,1 1,04 2,85 Nb 7 3 8,16 MgO 0,61 0,79 0,559 Ni 11,2 21,5 6,81 MnO 0,196 0,216 0,0915 Pb 39,7 54,1 7,22 Na2O 2,03 1,28 2,8 S P2O5 0,154 0,298 0,182 Sc 6,78 9,6 7,82 TiO2 0,319 0,294 0,439 Sn [mg/kg TS] Sr As 6,42 2,74 1 V 64,8 63,2 43,5 Ba W Be 3,07 2,04 2,09 Y 30,4 51,7 31 Cd 0,891 1,27 0,152 Zn ,4 Co 26,9 13,1 8,72 Zr Cr 44,5 59,7 39,7 Kopparhalten uppgår som mest till cirka 340 mg/kg TS (M1). Denna halt klassas som hög enligt Naturvårdsverket (1999a). Även halten i punkten M3 (tagen nära Karlsviks kopparverk), 160 mg/kg TS, klassas som hög. I jämförelse med halterna i Tjursbosjön, nedströms Gladhammars gruvor, får dock halterna i Mången betraktas som låga. Kopparhalter på över mg/kg TS har uppmätts i Tjursbosjöns sediment (Projekt Gladhammars gruvor, 2005b). Övriga tungmetaller och spårelement i sedimenten i Mången uppvisar generellt låga halter. Krom uppvisar måttliga halter i samtliga prover. Även nickel uppvisar måttliga halter, dock endast i punkten M2. Halterna av järn och mangan uppgår till 2,5-15 % TS respektive 0,09-0,22 % TS. Dessa halter är i nivå med eller lägre i jämförelse med två opåverkade sjöar i Kiruna kommun (Holmström & Wennström, 1996). I ytsediment är det relativt vanligt att järn- och manganhalterna är höga eftersom båda dessa faller ut vid höga redoxvärden (aerob miljö) (Shaw et al., 1990; Widerlund & Ingri, 1996). Eftersom tungmetallhalter gärna adsorberar till järn- och manganhydroxider/oxider (Alpers et al., 1994; Tessier et al., 1996; Donahoe & Liu, 1998) kan även halterna av dessa bli höga i ytsedimenten. I Mången verkar dock ingen anrikning av järn och mangan ha skett i ytsedimenten. Däremot är halterna av koppar något förhöjda i ytsedimenten i två av tre provpunkter, i jämförelse med Naturvårdsverkets bedömningsgrunder Ytvatten Analyserade halter av kadmium, koppar, bly, zink, svavel och järn i ytvatten redovisas i figur 5. Fullständiga analysprotokoll återfinns i bilaga 3 och provtagningsprotokoll redovisas i bilaga 6. För punkternas lägen, se bilaga 1. Halterna av kadmium, bly och zink klassas generellt som låga till måttliga, enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 1999a). Gruvvattnet uppvisar den högsta kadmiumhalten, drygt 0,07 µg/l. Även för bly och zink återfinns de högsta halterna i gruvans vatten, cirka 0,6 µg/l för bly respektive cirka 13 µg/l för zink. Den östra bäcken uppvisar högre halter av bly än den västra. Motsatsen gäller för zink. Kadmiumhalten är relativt lika i båda bäckarna. 24

25 Kopparhalten klassas i två punkter som mycket hög, den västra bäcken som rinner från varpen och gruvvattnet. Halterna i den västra bäcken uppgår till 84,1 µg/l vid höstprovtagningen och 105 µg/l vid vårprovtagningen respektive 583 µg/l. I den östra bäcken klassas halten som låg. Den mycket höga kopparhalten i den västra bäcken späds ut nedströms och uppgår vid Kallbäckens utlopp i Mången, nedströms Karlsviks kopparverk, till 8,7-11,6 µg/l (vår- respektive höstprovtagning). Kopparhalten i Kallbäcken och dess tillflöde, västra bäcken, kan jämföras med motsvarande halter i två, av gruvverksamheten opåverkade, inlopp till sjön Mången. Kopparhalten i dessa uppgår till 0,8-4 µg/l, vilket är lägre halter än i Kallbäcken och den västra bäcken. Kopparhalten i Mången utanför Karlsviks kopparverk (stranden) uppgår till cirka 7 µg/l. Längre ut i sjön (punkten M-2 enligt kartan i bilaga 1) uppgår kopparhalterna i yt- och bottenvatten till 1,4-1,9 µg/l. Utloppet från Mången (Bruksälven) uppvisar högre kopparhalter, 12,3 µg/l. Denna halt klassas som hög enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder. Kopparhalten i gruvans vatten uppgår till cirka 580 µg/l. Halten är klart lägre än motsvarande i den närbelägna Källargruvan där kopparhalten i gruvvattnet uppgår till cirka 5500 µg/l. Som jämförelse kan även kopparhalten i Svenskgruvan vid Gladhammars gruvfält anges, µg/l (projekt Gladhammars gruvor, 2005c). Ytvatten - Cd Ytvatten - Cu µg/l Bäck väster Mangen Bäck öster Mangen Gruvvatten Mangen µg/l Bäck väster Mangen Bäck öster Mangen Gruvvatten Mangen Provpunkter Storgruvan höga halter låga halter mycket höga halter måttligt höga halter Provpunkter Storgruvan höga halter låga halter mycket höga halter måttligt höga halter Ytvatten - Pb Ytvatten - Zn µg/l µg/l Bäck väster Mangen Bäck öster Mangen Gruvvatten Mangen Bäck väster Mangen Bäck öster Mangen Gruvvatten Mangen Provpunkter Storgruvan höga halter låga halter mycket höga halter måttligt höga halter Provpunkter Storgruvan höga halter låga halter mycket höga halter måttligt höga halter 25

26 Ytvatten - S Ytvatten - Fe Bäck väster Mangen Bäck öster Mangen Gruvvatten Mangen mg/l Bäck väster Mangen Bäck öster Mangen Gruvvatten Mangen mg/l Provpunkter Storgruvan Provpunkter Storgruvan Figur 5. Uppmätta halter av kadmium, koppar, bly, zink, svavel och järn i ytvatten vid Mangens storgruva. Observera logaritmisk skala. Svavelhalterna uppgår till 0,7-2,4 mg/l. Högst halt uppvisar vattnet i gruvan. Järnhalterna är högst i den östra bäcken, 0,7 mg/l. I den västra bäcken och i gruvan uppgår halten till 0,12-0,25 (vår respektive höst) respektive 0,6 mg/l. Arsenikhalten ligger under detektionsgränsen i samtliga prov. Kromhalten uppgår till 0,1-0,4 µg/l och nickelhalten till 0,5-1,2 µg/l. Tabell 5. Transporterade mängder i västra och östra bäcken. Feta och kursiverade värden har beräknats utifrån halva detektionsgränsens värde. Ämne Transporterad mängd Ämne Transporterad mängd Västra Östra Västra Östra [kg/år] [kg/år] [kg/år] [kg/år] Ca Co 0,188 0,315 Fe Cr 0,167 0,232 K Cu 53,0 0,509 Mg Hg 0,0035 0,0027 Na Mn 9,84 35,8 S Mo 0,016 0,016 Si Ni 0,325 0,365 Al P 2,64 6,94 As 0,095 0,095 Pb 0,054 0,173 Ba 10,2 13,3 Sr 7,00 5,49 Cd 0,0064 0,0076 Zn 3,38 3,34 Utifrån de analyserade halterna samt flödet har de transporterade mängderna i den västra och östra bäcken på årsbasis beräknats. Beräkningen för västra bäcken baseras endast på höstprovtagningen på grund av att flödet var stillastående vid vårprovtagningen. Resultaten redovisas i tabell 5. Högst transporterad mängd i de båda bäckarna uppvisar kalcium och kisel. Kiseltransporten uppgår till 2300 i den västra bäcken och 2000 kg/år i den östra. Järntransporten är högre i den östra bäcken, 440 kg/år jämfört med 150 kg/år. Det motsatta gäller för svavel, 880 kg/år i den västra och 440 kg/år i den östra. 26

27 Generellt sett skiljer det inte speciellt mycket i transporterade mängder av tungmetaller mellan de två bäckarna. Undantaget är koppar, där transporten i den västra bäcken uppgår till 53 kg/år jämfört med 0,5 kg/år i den östra. De transporterade mängderna av bly uppgår till 0,05 kg/år i den västra bäcken och 0,17 kg/år i den östra. Den årliga zinktransporten uppgår till 3,3-3,4 kg. De transporterade mängderna av koppar i den västra bäcken kan jämföras med motsvarande för Kallbäcken, 11 kg/år uppströms och 19 kg/år nedströms. Resultaten indikerar att koppar fastläggs längs vägen från Storgruvan till Mången. Detta eftersom den transporterade mängden uppströms Karlsviks kopparverk utgör knappt halva den mängd som transporteras i den västra bäcken nära varphögarna. I figur 6 presenteras ph- och konduktivitetsvärden för ytvatten vid Storgruvan. Fullständiga provtagningsprotokoll redovisas i bilaga 6. ph låg i västra bäcken på 5,9 vid höstprovtagningen och 6,7 vid vårprovtagningen. I den östra bäcken uppgick ph till 5,9 och i gruvvattnet till 6,1. Konduktiviteten i proverna är relativt låg, µs/cm. Högst värde uppvisar gruvvattnet. Konduktiviteten är något högre i den västra bäcken än i den östra. Ytvatten - ph Ytvatten - Konduktivitet µs/cm Bäck väster Mangen Bäck öster Mangen Gruvvatten Mangen Bäck väster Mangen Bäck öster Mangen Gruvvatten Mangen Provpunkter Storgruvan Provpunkter Storgruvan Figur 6. Uppmätta ph- och konduktivitetsvärden i ytvatten vid Mangens storgruva. I tabell 6 redovisas resultaten från den passiva provtagare som lades ut i den västra bäcken. Som jämförelse anges även resultaten från de passiva provtagarna i Kallbäcken vid Karlsviks kopparverk, nedströms Storgruvan. Fullständiga analysprotokoll återfinns i bilaga 3. Karta över punktens läge och provtagningsprotokoll återfinns i bilaga 1 respektive 6. Resultaten från de passiva provtagarna visar på ett betydande påslag av koppar. Av övriga tungmetaller är påslaget relativt litet. I jämförelse med påslaget vid Karlsvik är påslaget av koppar från Storgruvan mer omfattande. Kopparhalterna i bäcken från varpen späds ut längs vägen mot Kallbäcken, vilket bland annat ses på den beräknade halten uppströms Karlsvik. Vid Karlsvik fås sedan ytterliggare ett påslag innan vattnet rinner ut i Mången. 27

28 Tabell 6. Resultat från den passiva provtagaren i den västra bäcken samt från provtagarna i Kallbäcken vid Karlsvik. Element Beräknad halt västra bäcken [µg/l] Beräknad halt Kallbäcken [µg/l] Nedströms Uppströms Fe 14,5 55,0 47,7 Ag 0,0001 0,0007 0,0005 Al 16,8 34,5 32,3 As Ba Cd 0,007 0,011 0,011 Co 0,202 0,264 0,221 Cr 0,016 0,019 0,012 Cu 14,0 2,36 0,932 Mn 3,81 17,4 16,0 Ni 0,267 0,267 0,226 Pb 0,004 0,015 0,013 Zn 3,31 4,76 4,10 - ej beräknad Generellt sett är halterna av tungmetaller förutom av koppar låga till måttliga i ytvattnen vid Mangens storgruva. Kopparhalten är mycket hög i gruvvattnet och den västra bäcken. Den passiva provtagaren visar också på ett påslag av koppar. Sannolikt är det varpen som bäcken rinner från som bidrar starkt till de höga kopparhalterna. I Kallbäcken, vilken den västra bäcken rinner ut i, har även förhöjda kopparhalter uppmätts vid Karlsviks kopparverk. I den östra bäcken, vilken inte rinner i anslutning till varp återfinns endast låga kopparhalter. Utloppet från Mången (Bruksälven) uppvisar höga kopparhalter. Den måttliga förekomsten av övriga tungmetaller, till exempel bly och zink, beror sannolikt på att dessa sulfider (blyglans och zinkblände) inte är lika vanligt förekommande som kopparkis Grundvatten Uppmätta halter av kadmium, koppar, bly, zink, svavel och järn i grundvattnet vid Mangens storgruva redovisas i figur 7. Fullständiga analysprotokoll återfinns i bilaga 3 och provtagningsprotokoll presenteras i bilaga 6. Grundvattenrörens lägen framgår av kartan i bilaga 1. Generellt sett är tungmetallhalterna i grundvattnet, precis som i ytvattnet, låga till måttliga enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 1999b). Endast koppar uppvisar en förhöjd halt, samtliga rör uppvisar nämligen halter vilka är högre än 90e percentilen för koppar i grundvatten i Sverige (SGU, 2002). Kopparhalten är högst i GV1, 970 µg/l. GV3 uppvisar den lägsta kopparhalten (drygt 8 µg/l), trots att det röret installerades i en varphög. Halterna i grundvattnet vid Storgruvan kan även jämföras med halterna i ett opåverkat morängrundvatten i norra Sverige, 0,275 till 0,84 µg/l (Land & Öhlander, 1997). Kadmiumhalterna uppgår som mest till cirka 0,05 µg/l (GV3). Halterna ligger under gränsen för låg halt i samtliga rör. Arsenikhalten varierar mellan 0,2 och 1,2 µg/l, låga halter. Bly- och zinkhalterna klassas som låga till måttliga i grundvattnet. GV1 uppvisar den högsta blyhalten, 1,6 µg/l och GV3 den lägsta, 0,36 µg/l. Den högsta zinkhalten uppgår till drygt 32 µg/l, vilken återfinns i GV3. Lägst zinkhalt uppvisar GV2, 10 µg/l. Kobolthalten uppgår som mest till 4,6 µg/l. Halten kan jämföras med motsvarande i ett opåverkat morängrundvatten i norra Sverige, 0,14 till 0,20 µg/l (Land & Öhlander, 1997). 28

29 Grundvatten - Cd Grundvatten - Cu µg/l µg/l GV1 GV2 GV GV1 GV2 GV3 Provpunkter Storgruvan höga halter låga halter mycket höga halter måttligt höga halter Provpunkter Storgruvan 90e percentilen grundvatten Grundvatten - Pb Grundvatten - Zn µg/l 1 µg/l GV1 GV2 GV3 GV1 GV2 GV3 Provpunkter Storgruvan höga halter låga halter mycket höga halter måttligt höga halter Provpunkter Storgruvan höga halter låga halter mycket höga halter måttligt höga halter Grundvatten - S Grundvatten - Fe mg/l mg/l GV1 GV2 GV3 GV1 GV2 GV3 Provpunkter Storgruvan Provpunkter Storgruvan Figur 7. Uppmätta halter av kadmium, koppar, bly, zink, svavel och järn i grundvattnet vid Mangens storgruva. Observera logaritmisk skala. För svavel i GV3 redovisas halva detektionsgränsens värde. Svavelhalterna är högst i GV1 och lägst i GV2, 0,5 mg/l respektive under detektionsgräns i GV3. Svavel följer samma mönster som koppar och bly, det vill säga högst i GV1 och lägst i GV3, vilket kan vara indikation på att sulfidvittring är källan till dessa metaller. Järnhalten ligger mellan 0,5 och 4,4 mg/l. Högst halt uppvisar GV3 och lägst halt GV2. 29

30 Arsenikhalten ligger på 7,4 µg/l i GV3, vilket klassas som måttlig halt. I GV2 uppgår halten till 0,3 µg/l och i GV1 ligger halten under detektionsgränsen. Kromhalten varierar mellan 0,8 och 2,7 µg/l och nickelhalten mellan 1 och 8 µg/l. GV3 uppvisar högst halt i båda fallen. ph- och konduktivitetsvärden i grundvattnet redovisas i figur 8. ph i grundvattnet ligger generellt mellan 5,8 och 6. Lägst ph-värde uppvisar GV3. Konduktiviteten varierar mellan cirka 60 och 120 µs/cm. Grundvatten - ph Grundvatten - Konduktivitet µs/cm GV1 GV2 GV3 GV1 GV2 GV3 Provpunkter Storgruvan Provpunkter Storgruvan Figur 8. Uppmätta ph- och konduktivitetsvärden i grundvattnet vid Mangens storgruva. Sammantaget gäller att grundvattnet är måttligt påverkat av tungmetaller undantaget koppar, där en större påverkan ses i GV Lakförsök Syra-basräkning Resultaten från syra-basräkningarna på avfall från Storgruvan presenteras i tabell 7. Syrabasräkningarna uppskattar avfallets syraneutraliserande och syraproducerande förmåga. Endast det stora samlingsprovet uppvisar ett NNP-värde < -5 och betraktas därmed som potentiellt syraproducerande. NNP för samlingsprov 4 uppgår till -5, vilket är på gränsen till syraproducerande. Även prov 2 och 3 ligger nära NNP = -5. Samlingsprov 1 uppvisar ett positivt NNP. Resultatet kan jämföras med motsvarande för Källargruvan, där varpen har en liknande sammansättning. I Källargruvan uppvisar samtliga varpprover NNP-värden mindre än -5 och är således potentiellt syraproducerande. Tabell 7. Resultat från syra-basräkningen på varp från Storgruvan. NNP < -5 kg CaCO 3 /ton mtrl anses vara potentiellt syraproducerande. Samlingsprov 1 Samlingsprov 2 Samlingsprov 3 Samlingsprov 4 [kg CaCO 3 /ton mtrl] NP AP 6,25 32,8 19,4 20,0 23,0 NNP=NP-AP 18-2,8-1,4-5,0-11 samlings- Stort prov 30

31 Totala-tillgänglighetstest (oxiderad) Oxiderade tillgänglighetstest har utförts på ett samlingsprov på varp från Storgruvan. Genom försöket bestäms den teoretiska, totalt utlakningsbara mängden under oxiderade förhållanden. Resultaten ger indikationer om tillgängligheten för respektive metall och kan bland annat användas för att kvantifiera de utlakningsbara mängderna. Tabell 8. Utlakade mängder (mg/kg TS och % av totalmängd) enligt oxiderade tillgänglighetstestet. Feta och kursiverade värden anger att halva detektionsgränsens värde har använts vid beräkningarna. Element Utlakad mängd Utlakad andel [mg/kg TS] [%] Si ,25 Al 262 0,24 Ca Fe 30 0,04 K Mg 209 1,6 Mn Na 200 0,44 P 1 0,06 As 0,05 4 Ba 11 5,9 Cd 0,03 57 Co 3,5 7 Cr 0,31 0,52 Cu Hg 0,0002 1,0 Mo 1,5 50 Ni 1,2 7 Pb 0,32 11 S Sr 2,4 2,4 Zn 4 20 De utlakade mängderna uttryckt i mg/kg TS och som % av totalinnehållet i provet redovisas i tabell 8. En fullständig rapport från försöket återfinns i bilaga 4. De utlakade andelarna av huvudelementen, undantaget kalcium, kalium och mangan, uppgår generellt till 0-2 % av totalinnehållet. De utlakade andelarna av kalcium uppgår till 28 %. En betydande andel av kalciuminnehållet sitter således sannolikt bundna i lättlakade karbonatfaser, vilka kan buffra syra som produceras. Flera föroreningselement uppvisar relativt höga utlakningsbara andelar, exempelvis koppar 62 %, kadmium 57 %, zink 20 % och bly 11 %. Flertalet av dessa föreligger vanligen i sulfider. Att det är sulfiderna som oxideras och sedan lakas ut visas av den relativt höga andelen utlakningsbar svavel, 24 %. Molybden är svårtolkad då analyser under detektionsgränsen inkluderats i beräkningen. Arsenik uppvisar en relativt låg utlakningsbar andel, 4 %. Värden från analyserna under detektionsgränsen har inkluderats, vilket gör det resultatet relativt osäkert och svårtolkat. Tidigare erfarenheter, exempelvis Envipro Miljöteknik AB (2004) och Projekt Degerhamn (2005), har 31

32 visat att oxiderade tillgänglighetstester ofta underskattar den utlakningsbara mängden av arsenik i prover på gruvavfall och liknande material (rödfyr). Sannolikt är så även fallet i denna undersökning. Även om andelen utlakningsbar metall är relativt hög för flera av elementen är det endast koppar som uppvisar en utlakbar mängd av betydelse. Den utlakbara mängden koppar uppgår till 1930 mg/kg TS, vilket kan jämföras med övriga föroreningselement där de utlakbara halterna ligger i storleksordningen 0-11 mg/kg TS. Generellt sett uppvisar varpen vid Källargruvan och Storgruvan liknande lakegenskaper. Utlakningen av huvudelementen är relativt låg och flera sulfidbundna element uppvisar höga utlakningsbara andelar. Kalcium är relativt lättlakat, vilket indikerar att buffring av syra genom upplösning av bland annat kalciumkarbonat är en tänkbar process. Koppar är det föroreningselement som uppvisar en betydande utlakningsbar mängd. Skakförsök Skakförsök visar utlakningen från materialet under mer naturliga förhållanden och på kortare sikt än tillgänglighetstest. Teoretiskt kommer skakförsöket visa på samma utlakade mängder som tillgänglighetstestet om L/S-kvoten ökades till L/S 200, vilken det oxiderade tillgänglighetstestet utförs vid. Resultaten från skakförsök med varp från Storgruvan redovisas i figur 9 och tabell 9. En fullständig rapport från försöket återfinns i bilaga 4. Tabell 9. Utlakade mängder (mg/kg TS och % av totalmängd) enligt skakförsök. Feta och kursiverade värden anger att halva detektionsgränsens värde har använts vid beräkningarna. Element L/S 2 L/S 10 Utlakad mängd Utlakad andel Utlakad mängd Utlakad andel [mg/kg TS] [%] [mg/kg TS] [%] Al 0,264 0, ,58 0,0043 Ca 51,4 0, ,2 Fe 0,0040 0, ,75 0,0033 K 67,4 0, ,90 Mg 18 0,14 30,8 0,24 Mn 0,187 0,05 0,282 0,08 Na 104 0, ,29 As 0,0015 0,11 0,01 0,4 Ba 0,0368 0,020 0,0776 0,04 Cd 0,0015 2,9 0,0015 2,9 Co 0,0015 0,003 0, ,008 Cr 0,0015 0,0025 0,0025 0,0042 Cu 0,376 0,012 0,813 0,026 Hg 0,0015 7,5 0,0015 7,5 Ni 0, ,03 0,0088 0,05 Pb 0,0015 0,049 0, ,13 S 97,4 1, ,7 Zn 0,0070 0,035 0,0231 0,12 Generellt uppvisar flertalet element en högre utlakbar mängd vid högre L/S-kvot. De utlakbara andelarna av totalinnehållet är generellt lägre i skakförsöken jämfört med tillgänglighetstestet. 32

33 De utlakningsbara andelarna av huvudelementen är generellt låg, 0-1,2 % av totalinnehållet. Högst andel uppvisar kalcium, vilket stämmer väl med tillgänglighetstesterna. Till skillnad mot tillgänglighetstestet uppvisar inte koppar en speciellt hög utlakningsbar andel i skakförsöken. Detta kan bero att koppar bland annat sitter adsorberat på partikelytor (till exempel oxidhydroxider) vilka inte löses upp. I skakförsök frigörs generellt bara element bundna i salter och som är lätt adsorberade. Koppar verkar således på kortare sikt inte lakas ut i någon större omfattning från varpen. Detta resultat gäller även för varpen vid den närbelägna Källargruvan. Övriga föroreningselement uppvisar generellt utlakningsbara andelar mellan 0 och 1 % av totalinnehållet. För kadmium och kvicksilver är andelarna högre men där är värden under detektionsgränsen inkluderade i beräkningarna vilket gör dem resultaten något osäkra. Den utlakningsbara andelen av svavel uppgår till 1,3-1,7 %. ph-värdena i skakförsöken ligger på 8-8,2, vilket får betraktas som högt. Anledningen till detta är sannolikt att kalciumkarbonat löser sig och buffrar syran, vilket ses på att relativt mycket kalcium lakas ut under försökets gång. Det höga ph kan förklara de låga halterna av tungmetaller eftersom tungmetaller generellt har en lägre löslighet vid högre ph-värden. Även varpen vid Källargruvan uppvisar ett ph> 8 under skakförsöken. mg/kg Storgruvan - Cu L/S-kvot mg/kg Storgruvan - Pb L/S-kvot Totalhalt ox. T-test Skakförsök Totalhalt ox. T-test Skakförsök 33

34 mg/kg Storgruvan - Zn L/S-kvot mg/kg Storgruvan - S L/S-kvot Totalhalt ox. T-test Skakförsök Totalhalt ox. T-test Skakförsök Figur 9. Sammanställning över totalhalter, oxiderade tillgänglighetstest och skakförsök för varp från Storgruvan. I teorin ska linjen för skakförsöken närma sig linjen för tillgänglighetstestet med ökad L/Skvot. Tillgänglighetstester utförs vid L/S 200. Detta stämmer väl med linjens lutning för samtliga element Kvantifiering av föroreningsmängder Utifrån volymsberäkningarna och halterna i avfallen kan de totala föroreningsmängderna i varpen beräknas. Utifrån det oxiderade tillgänglighetstestet har även de totala utlakbara mängderna beräknats. Resultaten presenteras i tabell 10. Kisel, aluminium och järn är generellt de element som förekommer i störst omfattning. Järnmängden (uttryckt som järnoxid) uppgår till cirka kg, varav cirka 140 kg är utlakbart. Svavelmängden uppgår till cirka kg, varav cirka kg är utlakbart. Av föroreningselementen är det koppar som förekommer i störst mängd, cirka kg. Den utlakbara mängden uppgår till cirka 7500 kg. Kobolt är det element som förekommer i störst omfattning, efter koppar. Koboltmängden uppgår till 270 kg varav 19 kg är utlakbart. Arsenikmängden uppgår till 1,6 kg, kadmiummängden till mindre än 1 kg, nickel till 66 kg, bly 10 kg och zink 43 kg. 34

35 Tabell 10. Totalmängder i varp vid Mangens storgruva. Element Totalmängder varp Totala utlakbara mängder varp [kg] SiO Al2O CaO Fe2O K2O MgO MnO Na2O P2O ,13 TiO As 1,64 0,059 Ba ,3 Be 2,43 Cd 0,15 0,085 Co ,1 Cr 180 0,94 Cu Hg 0,06 0,0006 La 18,0 Mo 30,4 15,2 Nb 12,6 Ni 66,0 4,66 Pb 10,2 1,07 S Sc 23,7 Sn 29,7 Sr 200 4,81 V 266 W 89,2 Y 28,4 Zn 42,5 8,58 Zr Långsiktig risk för föroreningsläckage från gruvområdet Eftersom gruvavfallen är relativt gamla så kommer den vittring som sker under nuvarande förhållanden sannolikt att pågå med samma intensitet som den gjort de senaste decennierna, d.v.s. som en form av jämvikts- eller steady-state -förhållande. Detta under förutsättning om att förhållandena inte ändras i betydande grad. Under nuvarande förhållanden bedöms således en förändrad vittringsgrad med ökad utlakning som följd inte som trolig. Detta ger att spridningen och föroreningsläckaget från området inte bedöms kunna öka på längre sikt. 8. RISKBEDÖMNING I en riskbedömning identifieras och kvantifieras de risker ett förorenat område kan ge upphov till. Detta innebär uppskattning av: 35

36 Vilka föroreningar som förkommer och deras hälso- och miljöeffekter Halter och mängder av förorening Risken för spridning till omgivningen via luft, grundvatten eller vattendrag Risken för hälso- och miljöeffekter i dagsläget och i framtiden Riskbedömningar kan göras på olika nivåer beroende på syfte och omfattning av dataunderlag, t.ex.: riskklassning, förenklad riskbedömning, fördjupad riskbedömning. I denna undersökning har riskbedömningen karaktären av något fördjupad Föroreningarnas farlighet Arsenik, kadmium, koppar, bly och zink är element som är vanliga i gruvavfallssammanhang. Analyserna visar att även kobolt förekommer i avfallet vid Storgruvan. Enligt Naturvårdsverket (1999c) bedöms arsenik, kadmium och blys farlighet som mycket hög, kobolt och koppars farlighet som hög och zinks som måttlig. Riskerna med elementen beskrivs mer ingående nedan. Arsenik Arsenik är ämne som förekommer naturligt i jordskorpan och under naturliga förhållanden bildar oorganiska föreningar tillsammans med syre, klor och svavel. I djur och växter bildar arsenik tillsammans med kol och väte organiska föreningar. De oorganiska formerna av arsenik förekommer i flera olika valenstillstånd. I naturliga vatten är trevärd (As(III)) och femvärd (As(V)) arsenik vanligast (WHO, 2001). Vilken av formerna som dominerar, i exempelvis grundvattnet, styrs bland annat av redoxpotentialen och syrgashalten (se Kim et al., 2002) Arsenik adsorberar starkt till främst Fe(OH) 3 men även till aluminiumhydroxider/oxider och mangan (se exempelvis Scracek et al., 2004). För människor är risken att utsättas för exponering av elementet i fråga störst vid intag av föda och dryck eller genom andning. Exponering sker även vid boende i områden med naturligt höga halter av arsenik i berggrunden. Många arsenikinnehållande föreningar är vattenlösliga och tas snabbt upp av kroppen. Absorptionen av arsenik genom huden är liten, varför bad och handtvätt inte är förenat med någon fara för hälsan. Den största hälsorisken, förknippat med arsenik, är generellt genom intag av dricksvatten. Oorganisk arsenik är humant cancerogen och vid långtidsexponering av arsenik kan cancer uppkomma, till exempel i lungorna, njurarna och på huden. Symptom som kan uppkomma vid intag av höga halter oorganisk arsenik är kräkningar, minskad produktion av röda och vita blodkroppar, onormal hjärtrytm och blodkärlsskador. Inandning av höga halter oorganisk arsenik kan ge inflammerad hals och irriterade lungor. Arsenik är en kumulativ substans som endast långsamt lämnar kroppen genom urin, hår, naglar och hud (Karim, 2000). Organisk arsenik är mindre toxiskt än oorganisk, men vissa organiska arsenikföreningar kan vid långtidsexponering ge liknande symptom som de oorganiska. Trevärd arsenik anses vara mer toxiskt än femvärd arsenik (Benjamin och Honeyman, 2000). Att oxidera upp arsenik kan således vara en metod för att minska toxiciteten (Kim och Nriagu, 2000). WHO:s provisoriska riktvärde ( provisional guideline value ) för arsenik i dricksvatten är 0,01 mg/l (WHO, 2003a). CCME (2003) anger ett värde på 5 µg/l som riktvärde för påverkan på akvatiska organismer (sötvatten). Kadmium 36

37 Kadmium är ett naturligt element i jordskorpan och återfinns ofta i olika mineral tillsammans med andra element som syre (kadmiumoxid) eller svavel (kadmiumsulfid, kadmiumsulfat). Kadmium är relativt mobilt i jord i jämförelse med t.ex. bly och kvicksilver (Autier och White, 2004). Kadmium är också mer mobil än koppar och krom (t.ex. Alumaa et al., 2002; Ma och Tobin, 2004). Kadmium binder (sorberar) bra till organiskt material men sämre till lermineral (Prokop et al., 2003). Levande organismer har en förmåga att ta upp och binda kadmium i sig, p.g.a. liknande storlek och laddning som kalcium. Kadmium stannar kvar i kroppen under lång tid och kan påverka skelettet och njurarna (ATSDR, 1999a). Inandning av kadmium kan allvarligt skada lungorna och orsaka dödsfall. Intag av höga halter kadmium kan irritera magen och leda till kräkningar och diarréer. Långtidsexponering av kadmium leder till en haltuppbyggnad i njurarna som kan orsaka skador på dessa. Andra långtidseffekter är skelettpåverkan (skört skelett). Man misstänker att vissa kadmiumföreningar kan vara cancerframkallande (ATSDR, 1999a). Kadmiumhalten i opåverkade naturliga vatten ligger generellt under 1 µg/l. WHO (2003b) anger ett riktvärde på 3 µg/l för kadmium i dricksvatten. Livsmedelsverket anger gränsen 5 µg/l som gränsen för otjänligt vatten (SLVFS 2001:30). CCME (2003) anger ett riktvärde på 0,017 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). Kobolt Kobolt är ett naturligt element som förekommer i berg, mark, vatten, djur och växter. Kobolt är ett essentiellt näringsämne som förekommer i vitamin B 12 (Atkins och Jones, 1999; ATSDR, 2001). Kobolt är relativt partikelreaktivt, men vissa koboltföreningar löser sig i vatten. Kobolts giftighet är något lägre än andra metaller. Exponering av höga nivåer av kobolt kan påverka lungor (astma, väsning) och hjärta. Lever och njurskador har konstaterats hos djur. Kobolt anses vara möjligt cancerogent (ATSDR, 2001). Intag av för mycket kobolt kan även orsaka kräkningar. Hos djur har effekter på fosterutvecklingen konstaterats (Ontario Ministry of the Environment, 2001). WHO har inte angett något riktvärde för kobolt i dricksvatten och inte heller US.EPA. CCME (2003) anger dock ett riktvärde på 1 mg/l för boskap. CCME (2003) har inget riktvärde för kobolt för akvatiska organismer (sötvatten). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 5,1 µg/l som lägsta kroniska värde (för alla organismer) för ekotoxeffekter i sötvatten. Samma källa uppger också 23 µg/l som s.k. TIER II-värde för sekundära kroniska effekter (Tier II värden liknar nationella kvalitetskriterier fast baseras på ett något sämre underlag). Koppar Koppar är en metall som förekommer naturligt i berg, mark, vatten och luft. Koppar binds i mark till organiskt material och andra mineral, och fastläggs snabbt i vatten till partikulärt material (ATSDR, 2004). I varpen vid Mangens storgruva förekommer koppar främst i mineralet kopparkis. Koppar är ett essentiellt näringsämne, men kan orsaka skador vid högre koncentrationer och mängder. Långtidsexponering för koppardamm kan irritera näsan, munnen och ögonen, orsaka 37

38 huvudvärk, yrsel, illamående och diarré. Intag av vatten med för höga halter kan orsaka kräkningar, diarré, magkramper och illamående. Intag av extremt höga doser kan även skada lever och njurar och t.o.m. medföra dödsfall. WHO:s riktvärde för koppar i dricksvatten är 2 mg/l (WHO, 2004). CCME (2003) anger ett riktvärde på 2-4 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 0,23 µg/l som lägsta kroniska värde (för alla organismer) för ekotoxeffekter i sötvatten. Bly Bly är en gråaktig metall som förekommer naturligt i mindre mängder i jordskorpan (ATSDR, 1999b) och är partikelbundet och svårrörligt vid normala förhållanden i mark och vatten. Bly förekommer i naturliga vatten och i drickvatten samt kranvatten. Hur mycket bly som förekommer löst beror bl.a. på ph, temperatur, hårdhet där mjukt och surt vatten har de högsta halterna (WHO, 1993). Elementet lagras i skelettet och påverkar kalciummetabolismen samt stör vitamin D-metabolismen (WHO, 1993). Mest utsatta är gravida kvinnor och barn. Bly är även skadligt både för det centrala och för det perifera nervsystemet. Det finns indikationer på att bly är cancerframkallande. WHO:s riktvärde är 10 µg/l i dricksvatten och detta riktvärde grundar sig på spädbarns och barns intag av vatten. CCME (2003) anger ett riktvärde på 1-7 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 3,2 µg/l som kroniskt värde (s.k. NAWQ-kriteria) för ekotoxeffekter i sötvatten. Zink Zink är ett av de vanligaste förekommande elementen i jordskorpan (ATSDR, 1995) och förekommer i alla medier, bind till partiklar och är relativt lättrörligt i mark och vatten. Zink är en metall och ett essentiellt spårämne, som i stort sett finns i all mat och allt vatten, i form av salter och organiska komplex (WHO, 1993). Människokroppen kräver en viss mängd zink för att kunna fungera. Det huvudsakliga intaget av zink sker genom intag av mat. WHO anger inget riktvärde för zink i drickvatten men anger ett värde på 3 mg/l som oacceptabelt för konsumenter (WHO, 1993). Inte heller i Sverige har livsmedelsverket angett någon gräns. Negativa effekter förekommer vid intag mellan mg/kg, dag och kan då orsaka magkramper, illamående och kräkningar. Inandning av stora mängder zink kan orsaka metallångfeber. Långtidseffekterna är okända (ATSDR, 1995). CCME (2003) anger ett riktvärde på 30 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). Suter och Tsao (1996) anger också en lägsta dos på 30 µg/l som kroniskt värde (for alla organismer) för ekotoxeffekter i sötvatten Föroreningsnivå och spridningsförutsättningar Bedömningen av föroreningsnivån för respektive element grundas på fyra parametrar, tillstånd, avvikelse från jämförvärde, mängd förorening och volym förorenade massor, se tabell 11. Tillståndsklassning är gjord utifrån Naturvårdsverket (1999c) och beräkningen av platsspecifika riktvärden (se kapitel 8.5). Avvikelse från jämförvärde för mark bestäms genom att relatera halterna i avfallet till halterna i den opåverkade moränen i området. För grundvatten relateras 38

39 halterna till Naturvårdsverket (1999c) och även Land och Öhlander (1997). Avvikelse från jämförvärdet för ytvatten och sediment samt mängd förorening och volym förorenade massor bestäms enligt Naturvårdsverket (1999c). För ytvatten används även halterna i opåverkade tillflöden till Mången som jämförelsedata. Halterna av koppar i varpen vid Storgruvan uppgår till 4100 mg/kg TS, som medelvärde. Dessa halter kan jämföras med halterna uppmätta i avfallet vid Gladhammars gruvfält (kobolt- och koppargruvor) där halterna i varpen uppgår till 5767 mg/kg TS (Projekt Gladhammars gruvor, 2005a). Halterna vid Storgruvan ligger således på samma nivå som halterna i Gladhammar. Enligt MIFO-modellen bedöms dessa halter som mycket allvarliga. Varpen uppvisar en kobolthalt på 91 mg/kg TS. Denna halt klassas som allvarlig. Som jämförelse uppgår motsvarande värden för varpen vid Gladhammar till 950 mg/kg TS. Arsenik, kadmium, bly och zink förekommer i halter som klassas som mindre allvarliga. Föroreningsmängderna av koppar och kobolt uppgår till respektive 270 kg. Farligheten för dessa klassas som hög. Blymängden uppgår till drygt 10 kg och farligheten för bly klassas som mycket hög. Det bör dock påpekas att halterna av bly i avfallet är låga. Zinkmängden i varpen uppgår till cirka 43 kg. Sammantaget ger detta att föroreningsnivån för koppar klassas som mycket stor, stor för kobolt och liten för arsenik, kadmium, bly och zink. Tabell 11. Sammanfattning av uppgifter vilka ligger till grund för bedömning av föroreningsnivån. Liten/mindre Måttlig/trolig Stor/allvarligt Mycket stor/allvarligt Mark Tillstånd As, Cd, Pb, Zn Co Cu Avvikelse jämförvärde As, Cd, Pb, Zn Co, Cu Mängd förorening Zn Co, Cu, Pb Volym förorenade X massor Grundvatten Tillstånd As, Cd Co, Pb, Zn Cu Avvikelse jämförvärde As, Cd, Pb, Zn Co, Cu Ytvatten Tillstånd As, Cd, Co, Pb, Zn Cu Avvikelse jämförvärde As, Cd, Co, Pb, Zn Cu Sediment Tillstånd As, Cd, Co, Pb, Zn Cu Avvikelse jämförvärde As, Cd, Co, Pb, Zn Cu En spridning av metaller från gruvområdet sker till grundvattnet, vilket ses på de förhöjda halterna av främst koppar. Bäcken som rinner från varpen uppvisar mycket höga halter av koppar i både vattnet och sedimenten. Bäcken rinner ut i Kallbäcken och bidrar därmed med metaller dit. I recipienten Mången har förhöjda halter av koppar påvisats och även sedimenten i sjön är påverkade av gruvverksamheten i området. Utlakningen av metaller från avfallen vid Mangens storgruva bedöms inte öka i framtiden och med den nuvarande spridningen bedöms därmed risken att halterna i Mången skulle öka som liten. Föroreningsnivån för koppar i grundvatten och ytvatten bedöms som stor respektive mycket stor. För övriga element bedöms föroreningsnivån som låg. I sediment klassas föroreningsnivån för koppar som stor för koppar och låg för övriga element. 39

40 Jordarterna i området bedöms som normaltäta. Storgruvan är belägen på en sluttning och grundvattenytan har beräknats att luta i samma riktning. Enligt detta skulle spridningsförutsättningarna klassas som måttliga, enligt MIFO-modellen. Eftersom en påverkan på grundvattnet, bäckvattnet, bäcksedimenten och även i viss mån Mången kan ses klassas istället spridningsförutsättningarna som mycket stora Spridningsvägar och recipienter Den huvudsakliga spridningen sker via ytvatten, främst via bäcken som rinner från varphögarna och recipient är sjön Mången. Spridning sker även till viss del via grundvattnet Känslighet/skyddsvärde Storgruvan är belägen i anslutning till en mindre bilväg (grus) och en parkeringsplats finns invid dagbrottet. En uppmärkt vandringsled leder genom området och informationstavlor finns uppsatta. Ett bord med tak finns alldeles invid gruvan. Människor förväntas således besöka platsen. Hur frekvent platsen är besökt kan diskuteras, men antal besök per år är sannolikt relativt få. Med tanke på närheten till bilvägen och möjligheten till parkering i direkt anslutning är det troligt att Storgruvan är mer frekvent besökt än övriga gruvområden i trakten (Karlsviks kopparverk och Källargruvan). Känsligheten bedöms som måttlig enligt MIFO-modellen. Inga känsliga eller hotade arter är kända i områdets närhet. Flertalet naturvärdesområden finns i kringliggande områden, bland annat m nedströms gruvan. Även riksintressen för naturvården i form av ängsmarker/jordbruksbygd förekommer. De flesta naturvärdena är belägna uppströms gruvan och riksintressena har begränsad direktkontakt med detsamma. Området är lite/måttligt påverkat av den tidigare verksamheten. Skyddsvärdet klassas, på grund av närheten till ett naturvärdesområde, som stort Möjliga exponeringsvägar - referenskoncentrationer Naturvårdverket har utarbetat generella riktvärden för olika typer av markanvändning (Naturvårdsverkets rapport nr 4638, Generella riktvärden för förorenad mark ). Riktvärdena är satta med avsikt att skydda både människor och miljö mot oönskade effekter. I tabell 12 presenteras de exponeringsvägar som gäller för olika markanvändningsalternativ samt specifikt för Storgruvan. Inandning av ångor bedöms inte vara någon relevant exponeringsväg på grund av att de aktuella elementen inte avgår i gasfas vid normala temperaturer. Intag av grundvatten bedöms inte vara någon relevant exponeringsväg på grund av att inget dricksvattenuttag sker på platsen. Odling av grönsaker på området bedöms inte vara troligt. Bärplockning bedöms inte heller som en sannolik exponeringsväg. De generella riktvärdena för förorenad mark är framtagna för typiska svenska förhållanden t.ex. gällande exponering, geologi, hydrologi m.m. De generella riktvärdena är användbara för många förorenade områden medan mer platsspecifika bör tas fram för andra. Till grund för Naturvårdsverkets generella riktvärden har t.ex. bakgrundsdata för tolerabelt dagligt intag (TDI) från bl.a. WHO (World Health Organization) och gränser för ekotoxikologiska effekter från Canada och Nederländerna använts. 40

41 Tabell 12. Exponeringsvägar vid de olika markanvändningsalternativen samt de som bedöms som relevanta för Storgruvan. Exponeringsväg KM * MKM GV * MKM * Storgruvan Människor: Intag av jord X X X X Hudkontakt X X X X Inandning av damm X X X X Inandning av ångor X X X Intag av grundvatten X X Intag av grönsaker X Intag av fisk X X Miljön: Effekter inom området X X X X Effekter i ytvattenrecipient X X X X * KM=känslig markanvändning, MKM=mindre känslig markanvändning med grundvattenskydd, MKM=mindre känslig markanvändning Vid bedömningen av hälsoriskerna för människa används bl.a. information gällande vilka doser som ger en viss effekt eller sambandet mellan dos-respons för människa. Dessa data är utgångspunkten för de s.k. tröskelvärdena som ger en viss negativ effekt. Dessa data tas fram genom experiment eller epidemilogiska studier. Studier som varken p.g.a. tid, kostnad eller rimlighet har genomförts inom ramen för detta projekt. I stället har schablonvärden och data från Naturvårdsverket använts. För de flesta föreningar uttrycks dessa tröskelvärden, efter att säkerhetsfaktorer används för att ta hänsyn till osäkerheter i de tillgängliga data, som en tolerabelt daglig dos eller intag (TDI) med enheten mg/kg kroppsvikt och dag. När det gäller cancerogena ämnen t.ex. arsenik kan man inte tala om säkra doser eller tröskeldoser. Därför används matematiska beräkningar på låga doser där riskerna anses vara acceptabla d.v.s. ett ökat cancerfall på under en livstid. Allt detta betyder sammantaget att många av de använda parametrarna som använts vid framtagandet av de generella riktvärdena är givna och fixa och inte lätt kan modifieras medan andra kan modifieras för att skapa s.k. platsspecifika riktvärden. Detta gäller främst lakegenskaperna och lakbarheten samt utspädningsförhållandena. För Storgruvan har förslag på mer platsspecifika referenskoncentrationer beräknats för arsenik, kadmium, kobolt, koppar, bly och zink för de relevanta exponeringsvägarna (tabell 12). Alla beräkningar har skett enligt modellerna beskrivna i Naturvårdsverkets rapport nr 4639, Development of generic guideline values. Orsaken till att förslag på platsspecifika riktvärden framtagits är främst att lakbarheten bedömts skilja sig åt jämfört med den antagna lakbarhet som använts vid framtagandet av de generella riktvärdena. Även ph i gruvavfallsmiljöer skiljer sig mycket jämfört med de ph 5-7 som använts av Naturvårdsverket. Intag av jord Oral exponering av föroreningar antas ske via direktintag av jord eller genom smutsiga fingrar, händer eller mat som stoppas i munnen. Intaget är åldersberoende och bedöms vara störst för barn. De viktigaste parametrarna är biotillgängligheten samt det dagliga intaget. Med tanke på läget och antalet människor som antas besöka platsen får risken för att barn eller vuxna får i sig föroreningar genom munnen bedömas som liten. Exponeringsvägen har trots detta inkluderats eftersom risken inte helt kan uteslutas. För barn uppskattas det genomsnittliga intaget av jord till 200 mg/dag, vilket betraktas som ett konservativt värde enligt US.EPA. För vuxna antas 50 mg/dag, vilket är samma antagande som använts i beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden. Besök på platsen antas främst ske under årets varmare perioder genom promenader och vandringar. Besök antas ske cirka 1 41

42 gång/vecka under april-september och mer sporadiskt under resterande månader. Antalet exponeringsdagar för vuxna under ett år antas vara 40. Barn antas besöka området mindre frekvent och antalet exponeringsdagar sätts till 30. TDI-värden finns för samtliga element. För arsenik har även cancerrisken inkluderats i beräkningarna. De platsspecifika referenskoncentrationerna uppgår till 913 mg/kg TS (39 mg/kg TS om cancerrisken beaktas) för arsenik, 913 mg/kg TS för kadmium, 1278 mg/kg TS för kobolt, mg/kg TS för koppar, 3194 mg/kg TS för bly och för zink. Dessa halter, även för koppar, är högre än vad som förekommer i avfallet vid Storgruvan. Således utgör intag av jord inte någon exponeringsväg. Hudkontakt När det gäller hudkontakt så kan föroreningar fastna på huden och sedan gå igenom huden och in i blodet. De kroppsdelar som huvudsakligen exponeras är händer, armar, fötter och ben. Beräkningen baseras på TDI-värden och för arsenik har även cancerrisken beaktats. Varje element har en unik faktor för absorption genom huden. För samtliga element utom kobolt och koppar används samma data som vid beräkningen av de generella riktvärdena. För kobolt och koppar har absorptionsfaktorn uppskattats till 0,02. Exponeringstiden bedöms vara kortare än för intag av jord, eftersom det endast är en begränsad tid per år när bar hud är exponerad för exempelvis damm. Vuxna bedöms exponeras en tredjedel av tiden de vistas där, vilket ger 14 dagar. Barn bedöms exponeras halva tiden, på grund av att barn rör och beter sig på ett annat sätt. Exponeringstiden för barn uppgår därmed till 15 dagar. För övriga parametrar, t.ex. exponerad hudyta och daglig hudexponering, bedöms de data som använts för de generella riktvärdena som tillämpbara. De platsspecifika referenskoncentrationerna uppgår till 8690 mg/kg TS (280 mg/kg TS om cancerrisken beaktas) för arsenik, 1862 mg/kg TS för kadmium, mg/kg TS för kobolt och mg/kg TS för bly. Koppar och zink är inte begränsande. Dessa halter är betydligt högre än halterna i avfallet vid Storgruvan. Således utgör hudkontakt inte någon exponeringsväg. Inandning av damm När det gäller inandning av damm så bedöms inandning av fina dispergerade dammpartiklar vara en relevant exponeringsväg i området vid varma sommardagar. En del av avfallen är finkorniga. Partiklar större än 10 µm fastnar i bronkerna men kan senare sväljas och de finare partiklarna kan direkt gå ned i lungorna. De viktigaste parametrarna för exponeringen är bl.a. antalet partiklar i luften, andningshastigheten samt exponeringstiden. Koncentrationen av förorenat stoft i luften antas vara samma som för beräkningarna av de generella riktvärdena. TDI-värden används vid beräkningen och för arsenik har även cancerrisken inkluderats i beräkningarna. Exponeringstiden bedöms vara den samma som för intag av jord, d.v.s. 40 dagar/år för vuxna och 30 dagar/år för barn. För övriga parametrar, t.ex. andningshastighet och lungretention, bedöms de data som använts för de generella riktvärdena som tillämpbara. De platsspecifika referenskoncentrationerna uppgår till mg/kg TS för arsenik (6854 mg/kg TS om cancerrisken beaktas) och mg/kg TS för kadmium. Övriga element är inte begränsande. Dessa halter är betydligt högre än halterna i avfallet vid Storgruvan. Således utgör inandning av damm inte någon exponeringsväg. 42

43 Intag av fisk Intag av fisk bedöms göra utgöra en relevant exponeringsväg med tanke på att sjön Mången är belägen nedströms gruvan. Enligt uppgift förekommer fiske i sjön. Några platsspecifika referenskoncentrationer för intag av fisk har dock inte beräknats. Detta på grund av att modellen för beräkningen inte är speciellt bra. Bland annat saknas data rörande vattenkvalitetskriteria (AWQC) gällande fiskkonsumtion för koppar. För att avgöra huruvida fisken i sjön är påverkad bör fisk provtas och analyseras. Tidigare erfarenheter från dylika undersökningar (exempelvis Projekt Gladhammars gruvor, 2005c) har visat att fisken kan påverkas av metaller. Det bör dock påpekas att Gladhammars gruvor är ett betydligt större gruvområde än Karlsviks kopparverk. Visserligen kommer fisken i Mången sannolikt att påverkas men halterna bedöms bli för låga för att utgöra någon risk. Risken vid normal konsumtion av fisk bedömdes som liten i Tjursbosjön nedströms Gladhammars gruvor (Projekt Gladhammars gruvor, 2005d). Effekter inom området De ekotoxikologiska värdena (halterna) för effekter inom området representerar en nivå vid vilken inga betydande störningar finns för ekologin i jorden. Värdena bygger på resultaten från ekotoxikologiska tester. Stor vikt har lagts vid s.k. NOEC-tester (no-observed effect concentration) som använts för att skapa distributionskurvor med vilka man kan bestämma en nivå för önskat skydd av biota, uttryckt som en procentandel av antalet arter som överlever vid en viss koncentration. Några sådana tester har inte utförts inom ramen för detta projekt utan de data som finns framtagna för de generella riktvärdena har använts. Dessa data kommer från Nederländerna som har den mest kompletta och tillgängliga ekotoxikologiska databasen. I Nederländerna pratar man om interventionsvärden då 50 % av arterna skyddas. Detta är även den nivå som använts av Naturvårdsverket d.v.s. 50 % artdöd accepteras vid mindre känslig markanvändning. Referenskoncentrationerna uppgår till 40 mg/kg TS för arsenik, 12 mg/kg TS för kadmium, 240 mg/kg TS för kobolt, 190 mg/kg TS för koppar, 290 mg/kg TS för bly och 720 mg/kg TS för zink. Halterna koppar i varpen vid Storgruvan överstiger referenskoncentrationen. Effekter inom området bedöms således kunna uppstå. Effekter i ytvattenrecipient För effekter i ytvattenrecipient har ingen referenskoncentration beräknats. Halterna i ytvattnen jämförs istället direkt (se tabell 13) med vattenkvalitetskriterier från Kanada (som även fungerar som underlag för Naturvårdsverkets generella riktvärden). I de fall data inte kunnat erhållas från Kanada har data från Suter och Tsao (1996) använts. Dessa omfattar bl.a. data från US.EPA. I jämförelse med vattenkriterierna är det främst koppar som kan utgöra någon risk. Kriteriet för koppar överskrids i två punkter. Kadmiumhalten faller över vattenkvalitetskriteriet i Bruksälven (utloppet från Mången). Även bariumhalten faller över kvalitetskriteriet för kroniska effekter (4 µg/l). Bariumhalten i ytvattnen är dock inte onormalt hög utan det är snarare riktvärdet som är lågt satt. Det bedöms således som sannolikt att detta är en relevant exponeringsväg samt att effekter kan finnas redan idag. På längre sikt bedöms halterna i ytvattnen inte öka med den nuvarande utlakningen. En ökad utlakning bedöms inte heller som trolig. 43

44 Tabell 13. Medelhalter i ytvatten med redovisade vattenkriterier. Feta och kursiverade värden anger halva detektionsgränsens värde. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk. Utlopp Mången/Bruks älven Ytvatten Mången Bäck väster Mangen (2 prover) Bäck öster Mangen Vattenkvalitetskriterier [µg/l] As 0,27 0,1 0,15 0, Ba 12,2 11,9 16,6±0,57 21, Cd 0,0816 0,0109 0,0131±0,0042 0,0121 0,017 1 Co 0,0596 0,017 0,488±0,27 0, Cr-tot 0,0933 0,102 0,187±0,11 0,368 8,9 1 (Cr III) Cu 12,3 1,84 94,6±15 0, Hg 0,001 0,001 0,0054±0, ,0043 0,026 1 Ni 0,17 0,214 0,583±0,095 0, Pb 0,161 0,0449 0,0691±0,023 0, Zn 13,6 3,21 5,64±0,39 5, Kanadensiska vattenkvalitetskriterier (Canadian Environmental Quality Quidelines. Update Dec 2003). 2 Tier II värden från Suter och Tsao (1996). Lägsta värdet motsvar kronisk toxicitet och det högsta akuttoxcicitet. e.a. Ej analyserad De föreslagna referenskoncentrationerna för Storgruvan sammanfattas i tabell 14. Gråmarkerade data visar element som kan utgöra en risk. Styrande är effekter inom området för samtliga element. I tabellen ses att det är koppar som kan utgöra en risk. Kadmium kan eventuellt utgöra en risk för effekter i ytvattenrecipient. Tabell 14. Tabellen sammanfattar beräkningarna och redovisar föreslagna riktvärden (mg/kg TS) för Storgruvan. För arsenik är det först angivna värdet beräknat med TDI-värde och det andra inkluderar cancerrisken. Gråmarkerade data visar element som kan utgöra en risk. Exponeringsväg Arsenik Kadmium Kobolt Koppar Bly Zink Människa: Intag av jord 913/ e.b. Hudkontakt 8690/ e.b e.b. Inandning av damm / e.b. e.b. e.b. e.b. Inandning av ångor Intag av grundvatten Intag av grönsaker Intag av fisk Miljö: Effekter inom området Effekter i ytvattenrecipient Föreslaget platsspecifikt riktvärde e.b. ej begränsande - ej beräknad Samlad riskbedömning Avfallet vid Storgruvan innehåller mycket stora mängder av kobolt och koppar och måttliga mängder av zink. Farligheten för kobolt och koppar klassas som hög och för zink som måttlig. Även blymängden klassas som mycket stor. Blyhalterna i varpen är dock generellt inte förhöjda utan ligger i nivå med bakgrunden (moränen). Blymängden klassas som mycket stor enbart på grund av de stora avfallsvolymerna. 44

45 Kopparhalterna i varpen överstiger referenskoncentrationen för effekter inom området. Risk för påverkan i ytvattenrecipient kan även finnas för koppar och eventuellt kadmium. Ekotoxikologiska risker är således möjliga medan humantoxikologiska risker inte bedöms som sannolika. Föroreningsnivån i mark klassas som mycket stor för koppar, stor för kobolt och låg för arsenik, kadmium, bly och zink. I grundvatten och sediment klassas föroreningsnivån för koppar som stor och ytvatten klassas nivån som mycket stor. För övriga element klassas föroreningsnivån som låg i dessa medier. Spridningsförutsättningarna bedöms som mycket stora på grund av att en spridning till grundvattnet och ytvatten redan finns och att förhöjda halter även kan ses i Mången. Känsligheten klassas som måttligt och skyddsvärdet som stort. Enligt Naturvårdsverkets MIFO-modell måste Mangens storgruva fortsatt klassas i riskklass 1. Detta främst på grund av den mycket stora föroreningsnivån för koppar i mark och ytvatten samt risken för ekotoxikologiska effekter i ytvattnen. Den samlade riskbedömningen återfinns sammanfattad i bilaga 8 (Blankett E Samlad riskbedömning). 9. TÄNKBARA ÅTGÄRDER 9.1. Omhändertagande av befintlig varp Nedan ges exempel på ett antal olika metoder som är vanliga för efterbehandling av gruvavfall. Dessa metoder kan kombineras alternativt användas självständigt. Principen är i samtliga fall att förhindra nedträngning av syre för att på så sätt förhindra oxidation och vittring Moräntäckning Moräntäckning är idag den vanligaste metoden för efterbehandling av gruvavfall och har tillämpats vid ett flertal gruvor bl.a. Bersbo i Östergötland, Enåsen i Hälsingland, Viscaria i Norrbotten, Saxberget i Dalarna samt Kristineberggruvan i Västerbotten m.fl. Metoden är väl känd och har hittills visat sig fungera väl. Denna metod utnyttjar främst principen att syre transporteras betydligt långsammare i vatten jämfört med luft. Vid täckningen konstruerar man ett tätskikt som har en möjlighet till att hålla en hög vattenmättnadsgrad året runt. Detta tätskikt byggs ofta med t.ex. ren lera eller lerig morän. Tätskikten kan även konstrueras med organiskt material, exempelvis avloppsslam. Förutom att det organiska materialet har en vattenhållande förmåga så förbrukar organiskt material även syre vid dess nedbrytning. Det vatten som tränger till och infiltrerar avfallet innehåller således en hel del löst organiskt material. Det organiska materialet kan sedan användas av bakterier (ex järnreducerande) och genom bakterieaktivitet kan sekundära mineral, som till exempel järnhydroxider där tungmetaller kan vara sorberade, lösa upp sig. De lösta tungmetallerna kan sedan transporteras iväg. Om detta är en betydande process som innebär en ökad utlakning är idag relativt outforskat. Något som dock kan vara av betydelse är att det organiska tätskiktet med tiden kommer att förbrukas och således kommer kvaliteten på tätskiktet som syrespärr att minska. I sitt enklaste utförande består en moräntäckning av två skikt, se figur 10. Dels tätskiktet, ofta av kompakterad lera samt ett skyddsskikt bestående av blandade massor, dock utan större block 45

46 och stenar (för att förhindra att tätskiktet förstörs). Tätskikten har ofta en tjocklek på någon decimeter upp till cirka en halv meter medan skyddsskiktet kan vara 1-2 m tjockt. Skyddsskiktet syftar främst att skydda tätskiktet från att dels torka ut men även från rena mekaniska skador t.ex. rotpenetration, erosion, tjäle. Skiktet möjliggör även en växtetablering av t.ex. gräs och sly samt en kontrollerad avrinning av nederbörd och ytvatten som kan ha svårt att tränga igenom tätskiktet och således orsaka erosionsskador. Växtskikt Skyddsskikt Tätskikt Avfall Grundvattenyta Avfall under grundvattenytan Figur 10. Exempel på en uppbyggnad av en moräntäckning. Beständigheten i ett långtidsperspektiv är relativt god för en moräntäckning. Kvaliteten kan dock minska med tiden bland annat på grund av exempelvis erosion, skred, sättningar, tjälskador och rotpenetration. I ett mycket långt tidsperspektiv kan även exempelvis vittring och nedbrytning av mineral i skydds- och tätskikten medföra sättningar samt mänsklig påverkan genom bland annat urgrävning påverka beständigheten Vattenöverdämning/vattentäckning Vattenöverdämning eller vattentäckning är en inte helt vanlig metod. I Sverige är det främst Stekenjokk-gruvan som efterbehandlats med denna metod. Tillgången på lera och lerig morän för en moräntäckning var otillräcklig. Vattenöverdämning bygger på samma princip som moräntäckning, dvs att syre transporteras långsammare i vatten jämfört med luft och på så sätt förhindrar eller åtminstone minskar vittringshastigheten. Undersökningar har dock visat att oxidationen inte minskar helt men att den är för långsam för att ha någon betydelse (Holmström och Öhlander, 1999). Genom att ett vattenöverdämt avfall i en konstgjord damm eller sjö är relativt oreaktivt kommer dammen eller sjön med tiden att kemiskt och biologiskt utveckla sig mot en naturlig sjö, t.ex. bildning av naturliga sediment. Detta innebär ytterligare en förbättring av metodens funktion eftersom ett naturligt sediment kraftigt minskar syrenedträngningen i avfallen. Metoden lämpar sig bäst för färska, ovittrade avfall. Detta p.g.a. att äldre gruvavfall innehåller mer lättlösliga vittringsprodukter som momentant kan frigöras vid kontakt med vatten och således skapa sura och metallhaltiga vatten. En vattenöverdämning av ett äldre avfall kan således i ett kort perspektiv innebära större problem än om avfallet inte efterbehandlats alls. 46

47 Ur ett långtidsperspektiv är denna metod mer riskabel än moräntäckning. Det krävs att vattenytan i dammen, magasinet eller sjön ligger på avsedd nivå utan alltför stora variationer. I annat fall kan oxidationen återigen starta. Detta är dock vanligen inte något stort problem om deponeringen sker i naturliga sjöar. Den lokala topografin, hydrologin och vattenbalansen är således viktig. Vattendjupet måste även vara så pass stort så att resuspension, d.v.s. omrörning av avfallen undviks eftersom detta kan röra upp sulfidmineralen i vattenmassan. Andra problem som kan inträffa är exempelvis att gruvdammen brister och avfallet spolas ut (inträffade i Spanien 1998) samt erosion och skred Förhöjd grundvattenyta Förhöjning av grundvattenytan i avfallen är en efterbehandlingsmetod som bland annat använts i Kristinebergsgruvan i Västerbotten. Metoden kombineras ofta med moräntäckning eller en enklare täckning. Principen är precis som för de övriga metoderna, syre transporteras långsammare i vatten jämfört med luft. En fullständig vattenmättnad är i detta fall dock svår att upprätthålla under hela året p.g.a. bland annat olika tillrinning, nederbörd, avdunstning. Vittringen avstannar således inte helt men begränsar sig till ett övre skikt i avfallen. En ökad vattenmättnad och kapillärhållande förmåga kan t.ex. fås genom att kompaktera avfallen eller tillföra en enklare täckning som minskar avdunstningen alternativt genom att leda in vatten och vattendrag till området som kan öka vattentillströmningen och således vattenmättnadsgraden utan att vattenytan höjs så kraftigt att avfallen blir vattenöverdämda Andra metoder Ett antal övriga efterbehandlingsmetoder är även tänkbara. Dessa metoder används ofta i kombination med andra: - Kalkning - Reaktiva barriärer - Naturliga eller konstgjorda våtmarker Kalkning är en mycket vanlig metod vilken innebär en snabb ph-höjning som kraftigt reducerar de lösta metallhalterna i lakvattnen och minskar försurningen. Den kan även innebära en inaktivering av sulfidytorna genom att ytorna täcks av järnhydroxid. Problem som är förknippade med metoden är bland annat att lösningen är kortsiktig och det inte alltid är ekonomiskt eller praktiskt möjligt att tillsätta sådana kalkmängder att allt avfall neutraliseras. En reaktiv barriär bygger på principen att ett förorenat yt-eller grundvatten samlas in i en högpermeabel zon bestående av något material, exempelvis kalksten, torv, kompostmaterial (t.ex. Blowes et al., 2000), som både kan ha en neutraliserande och en sorberande förmåga. Reningen sker således genom adsorption men om tillräckligt reducerande förhållanden kan uppnås kan även återbildning av sulfider ske. Problem som kan uppstå är att få vattnet att rinna den väg som är tänkt samt själva funktionen med barriären. 47

48 En våtmark fungerar i stort sett på samma sätt som en reaktiv barriär, dvs reningen sker genom sorption. En fördel med våtmarken jämfört med den reaktiva barriären är att en våtmark ofta tillåter större flöden. Problem med naturliga våtmarker kan vara att de har mer kanaliserade flöden t.ex. mindre bäckar där orenat vatten kan rinna igenom. Exempel från Lavergruvan i Norrbotten visar även att naturliga våtmarker kan sätta igen med en minskad effektivitet som följd Förslag på efterbehandlingsmetod Om en efterbehandling skulle bli aktuell för Mangens storgruva föreslås bortschaktning och deponering som en lämplig metod. Täckning skulle kunna vara ett alternativ då varpen ligger relativt väl samlad, till exempel i slänten. På grund av att mängderna är relativt små bedöms dock bortschaktning som det kostnadseffektivaste förslaget. Vattentäckning bedöms inte vara möjligt på grund av de hydrogeologiska förhållandena Förslag på åtgärder Något akut behov av efterbehandling för Mangens storgruva bedöms inte föreligga. Detta beroende på att föroreningsutbredningen är väl avgränsad och att spridningen från området får betraktas som relativt liten. Dessutom återfinns området i fornminnesregistret vilket kan medföra problem för en efterbehandling. Området utgör dock en lokal miljörisk. För att utreda om miljöhänsynen överväger kostnaderna bör en riskvärdering utföras. De åtgärder som kan vara aktuella för gruvområdet utifrån denna undersökning är uppsättande av informationstavlor. Eftersom människor förväntas besöka platsen finns en exponeringsrisk. Den befintliga informationen kan förslagsvis kompletteras med varningsskyltar om att avfallen innehåller toxiska halter av metaller Förslag på ytterligare undersökningar samt kostnader Ytterligare undersökningar av Mangens storgruva bedöms inte som nödvändiga. De utförda undersökningarna ger en bra bild av föroreningssituationen. Däremot kan det vara aktuellt att göra en biologisk undersökning av Mången och Kallbäcken, exempelvis av bottenfauna. Detta eftersom jämförelsen med vattenkvalitetskriterierna visar på en risk för ekotoxikologiska effekter i ytvattnet. Kostnaderna för en sådan undersökning bedöms till cirka kr Uppskattade kostnader för en efterbehandling Kostnadsuppskattningar av en efterbehandling blir, i detta tidiga skede när förutsättningarna och kostnaderna för olika åtgärder är dåligt kända, med nödvändighet mycket översiktliga och behäftade med stor osäkerhet. Kostnaderna beror mycket på de yttre förutsättningarna t.ex. lämplig lokalisering av en eventuell deponi och avfallsklassificeringen. Inför en eventuell efterbehandling kommer en åtgärdsutredning samt en lokaliseringsutredning att krävas. Ytterligare utredningar kan även komma att krävas t.ex. geotekniska och geohydro- 48

49 logiska. En efterbehandling är även tillståndspliktig vilket innebär en tillståndsansökan inklusive en fullständig miljökonsekvensbeskrivning. Vid planeringen av åtgärder måste man även ta hänsyn till omgivningsfaktorer som kulturmiljön, friluftsliv m m. Gruvområdet är upptaget i fornminnesregistret, vilket innebär att området ska skyddas mot åtgärder som påtagligt kan skada kulturmiljön. I tabell 15 redovisas de uppskattade kostnaderna för att schakta bort och deponera avfallet vid Mangens storgruva. Kostnaden för detta bedöms hamna i storleksordningen 4,1 till 4,4 Mkr. Tabell 15. Uppskattade kostnader för bortschaktning och deponering av avfallen vid Mangens storgruva. Uppgift kkr Konstruktion av väg 0 Schakt/gräv/transport 800 Deponikostnad 2250 Återställning 130 Gödning, sådd 20 Projektering 170 Byggherreomkostnader, projektledning 320 Övrigt 480 Summa:

50 10. REFERENSER Ahonen L., Touvinen O. (1995) Bacterial leaching of complex sulfide ore samples in benchscale column reactors. Hydrometallurgy 37:1-21. Ahonen L., Tuovinen O. (1989) Microbiological oxidation of Ferrous iron at low temperatures. Applied and Environmental Microbiology 55: Alpers C.N., Nordstrom D.K. (1991) Geochemical evolution of extremely acid mine waters at Iron mountain, California: Are there any lower limits to ph?. In Proceedings. Second International. Conf. Abatement. Acidic. Drainage. 2: Alpers CN, Blowes DW, Nordstrom DK, Jambor JL. Secondary Minerals and Acid Mine-water chemistry. In: Jambor JL and Blowes D, editors. Short course handbook on environmental geochemistry of sulfide mine-wastes, May 1994, Waterloo, Ontario, Canada, 1994; 22: Alumaa P., Kirso U., Petersell V., Steinnes E. (2002) Sorption of toxic metals to soil. International Journal of Hygiene and Environmental Health 204: Atkins P., Jones L. (1999) Chemical Principles. The Quest for Insight. W. H. Freeman and Company, New York. ATSDR (1995) Zinc CAS# Agency for toxic substances and disease registry. ATSDR (1999a) Cadmium CAS# Agency for toxic substances and disease registry. ATSDR (1999b) Lead CAS# Agency for toxic substances and disease registry. ATSDR (2001) Cobalt CAS# Agency for toxic substances and disease registry. ATSDR (2004) Copper CAS# Agency for toxic substances and disease registry. Autier V., White D. (2004) Examination of cadmium sorption characteristics for boreal soil nera Fairbanks, Alaska. Journal of Hazardous materials 106B: Benjamin M. M., Honeyman B. D. (2000) Trace metals ur: Jacobson M., Charlson R., Rohde H., Orians G. (eds) Earth System Science Academic Press San Diego, 592 pp. Blomqvist S, Abrahamsson B. (1985) An improved Kajak-type gravity core sampler for soft bottom sediments. Schweiz. Z. Hydrol. 47: Blowes D. W., Jambor J. L. (1990) The pore-water geochemistry and the mineralogy of the vadoze zone of sulfide tailings, Waite Amulet, Quebec, Canada Applied Geochemistry 5: Blowes D. W., Jambor J. L., Appleyard E. C., Reardon E. J., Cherry J. A. (1992) Temporal observations of the geochemistry and mineralogy of a sulfide-rich mine-tailings impoundment, heath steele mines, New Brunswick Exploration and Mining Geology Journal 1:

51 Blowes D.W., Ptacek C.J., Benner S.G., McRae C.W.T., Bennet T.A., Puls R.W. (2000) Treatment of inorganic contaminants using permeable reactive barriers. Journal of contaminant hydrology 45: Bowell R.J., Bruce I. (1995) Geochemistry of iron ochres and mine waters from Levant mine, Cornwall. Applied Geochemistry 10: British Columbia Acid Mine Drainage Task Force (1989) Draft acid rock drainage technical guide, vol 1, British Columbia Acid Mine Drainage Task Force Report. CCME (2003) Canadian Environmental Quality Guidelines. Update Canadian Council of Ministers of the Environment. Coston J.A, Fuller C.C., Davis J.A (1995) Pb 2+ and Zn 2+ adsorption by a natural aluminium and iron bearing surface coating on an aquifer sand. Geochimica et Cosmochimica Acta 59: Donahoe RJ, Liu C. Pore water geochemistry near the sediment-water interface of a zoned, freshwater wetland in the southeastern United States. Environmental Geology 1998; 33: Dubrovsky N. M., Cherry J. A., Reardon E. J., Viyurka A. J. (1985) Geochemical evolution of inactive pyritic tailings in the Elliot Lake Uranium District Canadian Geotechnical Journal 22: Düker A., Ledin A., Karlsoon S., Allard B. (1995) Adsorption of zinc on colloidal (hydr)oxides of Si, Al and Fe in the presence of a fulvic acid. Applied Geochemistry 10: Ebenå G. (2003) Sulfidic Mine Waste Microorganisms in an Ecological Context. Dissertation No 841 Linköping Studies in Science and Technology. Envipro Miljöteknik AB (2004) Efterbehandling av sandmagasin i Stollbergsområdet Huvudstudie. Holmström H., Wennström M. (1996) Geokemiska undersökningar av sediment från fem sjöar i Svappavaaraområdet. Examensarbete 1996:050 E, Tekniska högskolan i Luleå. Holmström H., Ljungberg J., Öhlander B. (1999) Role of carbonates in mitigation of metal release from mining waste. Evidence from humidity cells tests. Environmental Geology 37: Holmström H., Öhlander B. (1999) Oxygen penetration and subsequent reactions in flooded sulphidic mine tailings: a study at Stekenjokk, northern Sweden. Applied Geochemistry 14: Holmström H., Öhlander B. (2000) The character of the suspended and dissolved phases in the water cover of the flooded mine tailings at Stekenjokk, northern Sweden. The Science of the Total Environment 247: Karim MD.M. (2000) Arsenic in groundwater and health problems in Bangladesh Water Research 34:

52 Kim M-J, Nriagu J. (2000). Oxidation of arsenite in groundwater using ozone and oxygen. The Science of the Total Environment. 257: Kim M-J, Nriagu J., Haack S. (2002) Arsenic species and chemistry in groundwater of southeast Michigan Environmental Pollution 120: Kooner Z.S (1993) Comparative study of adsorption behaviour of copper, lead and zinc onto goethite in aqueous systems. Environmental Geology 21: Land M. (1998) Weathering of till in northern Sweden and its implications for the geochemistry of soil water, groundwater and stream water. Doktorsavhandling 1998:35, Luleå tekniska universitet. Land M., Öhlander B. (1997) Seasonal variations in the geochemistry of shallow groundwater hosted in granitic till Chemical Geology 143: Lindh A., Gorbatschev R., Lundegårdh P. H. (1998) Beskrivning till berggrundskartan över Värmlands län. Västra Värmlands berggrund SGU SER. Ba 45:2, Uppsala, 405 sid. Lundegårdh P. H. (1995) Beskrivning till berggrundskartan över Värmlands län. Östra och mellersta Värmlands berggrund. Fyndigheter av nyttosten och malm i Värmlands län SGU SER. Ba 45:1, Uppsala, 180 sid. Lundqvist J. (1958) Beskrivning till jordartskarta över Värmlands län SGU SER. Ca 38, Stockholm, 229 sid. Länskartor (2001) Länskartor acc: Ma W., Tobin J.M. (2004) Determination and modelling of effects of ph on peat biosorption of chromium, copper and kadmium. Biochemical Engineering Journal 18: Naturvårdsverket, 1999a. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Sjöar och vattendrag. NV rapport Naturvårdsverket, 1999b. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Grundvatten. NV rapport Naturvårdsverket, 1999c. Bedömningsgrunder för miljökvalitet, Förorenade områden. NV rapport Ontario Ministry of the Environment (2001) Ontario Ministry of the Environment programs and initiatives Fact Sheet Cobalt in the Environment. Projekt Degerhamn (2005) Massbalanser och spridningsmekanismer. Process- och systemförståelsen för rödfyren och alunskiffern i Degerhamn, Mörbylånga kommun. Projekt Gladhammars gruvor (2005a) Karaktärisering av avfallen vid Gladhammars gruvor. Undersökning av halter, utbredning, vittringsbenägenhet och lakegenskaper. Projekt Gladhammars gruvor (2005b) Geokemin i Tjursbosjön, Ekenässjön och Kyrksjön. Undersökning av status och förståelse av geokemiska processer. 52

53 Projekt Gladhammars gruvor (2005c) Betydelsen av Holländarefältet för masstransporten till Tjursbosjön. Undersökning av processer i gruvsystemen belägna ovan Tjursbosjön. Projekt Gladhammars gruvor (2005d) Nuvarande effekter av föroreningsspridningen från den tidigare gruvdriften vid Gladhammars gruvor. Undersökning av påverkan på biota samt metallupptag i biologiska material. Prokop Z., Cupr P., Zlevorova-Zlamalikova V., Komarek J., Dusek L., Holoubek I. (2003) Mobility, bioavailability and toxic effects of cadmium in soil samples Environmental Research 91: Schlesinger W. H. (1997) Biogeochemistry: An analysis of global change. Second edition. Academic Press, San Diego. Scracek O., Bhattacharya P., Jacks G., Gustafsson J.-P., von Brömssen M. (2004) Behavior of arsenic and geochemical modeling of arsenic enrichment in aqueous environments Applied Geochemistry 19: SGU (2002) SGU Miljöövervakningsdata acc: Shaw T.J., Gieskes J.M., Jahnke R.A. (1990) Early diagenesis in differing depositional environmnents: The response of transition metals in pore water. Geochimica et Cosmochimica Acta 54: Singer P., Stumm W. (1970) Acid Mine Drainage: The rate-determining step Science 167: Skogsvårdsstyrelsen (2003) Skogens pärlor acc: SMHI (1991) Temperaturen och nederbörden i Sverige, , Referensnormaler. SMHI nr 81. SMHI (1994) Sveriges vattenbalans, Årsmedelvärden av Nederbörd, Avdunstning och Avrinning. SMHI nr 49. Sobek A.A., Schuller W.A., Freeman J.R., Smith R.M.. Field and laboratory methods applicable to overburdens and minesoils. US EPA report, EPA-600/ , 1978, 203 s Suter, G.W., II,, C.L. Tsao. (1996) Toxicological Benchmarks for Screening Potential Contaminants of Concern for Effects on Aquatic Biota: 1996 Revision. Oak Ridge National Laboratory, Oak Ridge, TN. 104pp. ES/ER/TM-96/R2. Tessier A., Fortin D., Belzile N., Devitre R. R., Leppard G. G. (1996) Metal sorption to diagenetic iron and manganese oxyhydroxides and associated organic matter: Narrowing the gap between field and laboratory measurements Geochimica et Cosmochimica Acta 60: WHO (1993) Guidelines for drinking water quality 2 nd Ed. 53

54 WHO (2001) Arsenic in drinking water acc: WHO (2003a) Arsenic in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/75. WHO (2003b) Cadmium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/80. WHO (2004) Copper in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/88. Widerlund A., Ingri J. (1996) Redox cycling of Iron and Manganese in Sediments of the Kalix River Estuary, Northern Sweden. Aquatic Geochemistry 2: Öhlander B, Billström K, Hålenius E. (1989) Geochemistry of the Proterozoic wolframitebearing greisen veins and the associated granite at Rostberget, northern Sweden. Chemical Geology 78: Öhlander B, Ingri J, Pontér C. (1991) Geochemistry of till weathering in the Kalix river watershed, northern Sweden. In: Rosén K, editor. Chemical weathering under field conditions, Swedish University of Agricultural Sciences, Report 63, Uppsala, Sweden, 1991, pp

55 Bilaga 1. Provtagningspunkter för varp och jordprover samt XRF-mätningar 1

56 Bilaga 1. Provtagningspunkter för grundvatten och ytvatten 2

57 Bilaga 1. Provtagningspunkter för ytvatten- och sedimentprover 3

58 Bilaga 1. Provtagningspunkter för morän och rostjord samt ytvatten i Kallbäcken vid Karlsviks kopparverk 4

59 Bilaga 7. Foton Figur 1. Gruvöppning med varphögar framför. Figur 2. Varp i slänten nedanför dagbrottet. Figur 3. Ingången till gruvan. På bortre väggen syns sekundära utfällningar av kopparmineral. Figur 4. Dagbrottet. Figur 5. Bäcken som rinner från varpen. Figur 6. Varpstycke med inslag av kopparkis. 1