Riskbedömning - Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn, Mörbylånga kommun -
FÖRORD Denna rapport är en del av Huvudstudien i Projekt Degerhamn. Öländsk alunskiffer innehåller bland annat organiskt material och sulfidmineral, bestående av metaller och svavel. Vid vittring av skiffern och under påverkan av luftens syre bryts de organiska ämnena sönder och sulfiderna oxideras så att de tidigare fastlagda metallerna kan frisättas och kan börja spridas till omgivningen. Den naturliga vittringen av skiffern har ytterligare påskyndats genom att den brutits och bränts. Alunskifferhanteringen bedrevs i Degerhamn från 1720 talet fram till slutet av 1800-talet och verksamheten har lämnat efter sig stora mängder avfallsmassor, s.k. rödfyr från landborgskanten och ner till Kalmarsund. Denna rödfyr är kemiskt att likna vid sulfidhaltigt gruvavfall. Länsstyrelsen Kalmar län genomför under 2003 och 2004 projekt Degerhamn med bidragsmedel från Naturvårdsverket. Syftet med projektet är att inom ramen för en huvudstudie avgöra om föroreningssituationen i området föranleder efterbehandlingsåtgärder. Under huvudstudieskedet genomförs därför omfattande undersökningar av förekomsten och spridningen av främst tungmetaller från rödfyr och alunskiffer. Skifferhanteringens lämningar i Degerhamn är av intresse även för kulturmiljövården. Områdets kulturhistoriska värden och hur de skulle kunna påverkas vid en eventuell åtgärd för att minska föroreningsspridningen utreds därför också. Undersökningarna genomförs enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual för efterbehandling av förorenade områden. På uppdrag av miljöenheten vid Länsstyrelsen utförs undersökningarna och utredningarna av Envipro Miljöteknik AB, Högskolan i Kalmar och Kalmar läns museum. I projektet deltar också Mörbylånga kommun, Cementa, och kulturmiljöfunktionen vid Länsstyrelsen. 2004:01 Kulturhistorisk utredning 2005:02 Metodik, provtagning och analyser 2005:03 Inventering av rödfyr och alunskiffer 2005:04 Karaktärisering av rödfyr och alunskiffer 2005:05 Grund- och ytvattenanalyser 2005:06 Geohydrologisk utredning 2005:07 Massbalanser och spridning 2005:08 Riskbedömning 2005:09 Åtgärdsutredning 2005:10 Ansvarsutredning Sammanfattande Huvudstudierapport Riskvärdering 1
INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INLEDNING... 3 2. SYFTE... 3 3. METODIK... 3 4. FÖRORENINGSKÄLLOR IDAG OCH I FRAMTIDEN... 4 4.1 ALLMÄNT... 4 4.2 BESKRIVNING AV FÖRORENINGAR OCH FÖREKOMSTSÄTT... 7 4.3 BESKRIVNING AV KÄLLTERMER... 10 4.4 LÄCKAGE FRÅN KÄLLAN BESKRIVNING AV HUVUDSAKLIGA MEKANISMER... 12 4.5 KÄLLBARRIÄRER NATURLIGA MEKANISMER SOM FÖRHINDRAR TRANSPORT FRÅN KÄLLAN... 14 5. NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR... 15 5.1 BESKRIVNING AV TRANSPORTVÄGAR... 15 5.2 SPRIDNING FRÅN KÄLLAN RÖDFYR OCH ALUNSKIFFER... 16 5.3 TRANSPORTBARRIÄRER... 17 6. SKYDDSOBJEKT... 17 6.1 BESKRIVNING AV SKYDDSOBJEKT... 17 6.2 EXPONERINGSVÄGAR... 18 6.2.1 Allmänt... 18 6.2.2 Metod och modell för platsspecifik bedömning... 18 6.2.3 Antaganden och beräkningar... 19 6.2.4 Strålning -radon... 29 6.2.5 Transport av föroreningar till huvudrecipienten Kalmarsund... 29 6.2.6 Sammanfattning av resultat... 31 7. KONSEKVENSER IDAG OCH I FRAMTIDEN... 32 7.1 KONSEKVENSER IDAG - RÖDFYR... 32 7.2 KONSEKVENSER I FRAMTIDEN RÖDFYR... 32 7.2.1 Kemiska aspekter och nya exponeringsvägar... 32 7.2.2 Övriga konsekvenser Tänkbara scenarion... 33 8. SAMLAD RISKBEDÖMNING... 35 8.1 BEDÖMNING AV NUVARANDE MILJÖ- OCH HÄLSORISKER... 35 8.2 RISKREDUKTION NÖDVÄNDIG OCH MOTIVERAD REDUKTION FÖR RÖDFYREN... 36 8.3 FÖRSLAG PÅ ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL... 36 9. REFERENSER... 39 2
1. INLEDNING Projekt Degerhamn med huvudstudiearbetet som syfte startade i september 2003. Fältarbetena inleddes i oktober samma år och avslutades i augusti 2004. Omfattningen av undersökningarna har utformats av projektgruppen som bestått av: Anders Svensson, Länsstyrelsen, Henning Holmström, Envipro miljöteknik AB, Bo Bergbäck och Helena Falk, Högskolan i Kalmar samt Mats Lindahl och Liselotte Eriksson, Mörbylånga kommun. Fältarbetena inom projekt Degerhamn har organiserats av delprojekt Miljökontroll som bemannats av Helena Falk vid Högskolan i Kalmar. Upprättande av undersökningsprogram har gjorts i projektgruppen med ansvar hos delprojekt Geoteknik som bemannats med Henning Holmström, Envipro Miljöteknik AB. I arbetet med framtagandet av denna rapport har främst Henning Holmström och Ulrika Nilsson, båda på Envipro Miljöteknik AB, medverkat. 2. SYFTE Syftet med rapporten är belysa hela riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn. I detta arbete ingår att belysa hela kedjan av processer som sker från frigörelsen av föroreningar vid källan, de processer som sker i mark och vatten från källan på väg till skyddsobjekten. Halter, masstransporter, processer och därmed förknippade risker ska även sättas i relation till de risker som finns naturligt i området p.g.a. den naturliga bakgrunden. Målet är således att slutligen göra en helhetsbedömning av riskerna idag och framgent samt bedöma vilken grad av riskreduktion som krävs d.v.s. bedöma hur mycket riskerna behöver reduceras för att undvika skador på miljö- och hälsa idag och framgent samt för att i övrigt uppfylla lokala, regionala samt nationella miljömål. Fokus för riskbedömningen ligger på rödfyren och rödfyrsproblematiken d.v.s. någon egentlig riskbedömning avseende alunskiffer eller naturliga jordar på Öland görs inte i denna rapport. 3. METODIK Riskbedömningen för rödfyren i Degerhamn har gjorts enligt en den s.k. Kalmarmodellen som sammanfattas i figur 1. Modellen följer Naturvårdsverkets MIFO-modell (Naturvårdsverket, 1999a) där hänsyn tas till olika föroreningar, mängder, spridningsrisker, skyddsvärden m.m. Den använda modellen är något mer precis i sin utformning eftersom den syftar till en större processförståelse över hur föroreningarna omsätts i systemet d.v.s. belysa hela riskperspektivet. Allmänt kan det sägas att en genomlysning görs av hur föroreningskällan beter sig idag och den framtida potentialen. Det undersöks vilka föroreningar som är aktuella, vilka som kan innebära risker samt de mekanismer som styr frigörelsen t.ex. oxidation av sulfider, upplösning av mineral m.m.. Det studeras hur dessa föroreningar sprids, d.v.s. läckaget i olika medier som grundvatten, ytvatten och damning m.m.. De eventuella naturliga källbarriärer som finns identifieras. Dessa kan utgöras av immobilisering genom olika sorptionsprocesser eller andra processer och mekanismer som reglerar transporten av föroreningar från källan. Transportvägarna identifieras, inte bara de aktuella, utan även eventuella framtida transportvägar bedöms. Även här studeras vilka mekanismer som är aktuella och styr ämnenas vidare transport mot skyddsobjektet, mekanismer vilka även kan kallas naturliga transportbarriärer. Även specialfall d.v.s. där ingen spridning sker utan direktexponering är möjlig utreds. De skyddsobjekt som är aktuella att skydda från miljö- och hälsorisker, och inte minst från generell belastning identifieras. Spridningen till de aktuella skyddsobjekten kvantifieras och sätts i relation till 3
spridningen från den aktuella bakgrunden d.v.s. bakgrundspridningen. Exponeringsriskerna samt eventuella naturliga skyddsbarriärer identifieras, analyseras och bedöms. All denna information sammanställs till en slutlig riskbedömning för området och de huvudsakliga föroreningskällor som finns. Riskbedömning vid spridning Föroreningskällor Transportvägar Skyddsobjekt läckage spridning exponering Källbarriärer Transportbarriärer Skyddsbarriärer Figur 1. Redovisning av generell modell för riskbedömning enligt Kalmarmodellen (Källa: Länsstyrelsen i Kalmar län, 2004). 4. FÖRORENINGSKÄLLOR IDAG OCH I FRAMTIDEN 4.1 Allmänt Rödfyren i Degerhamnområdet finns beskriven och karaktäriserad med avseende på totalinnehåll, lakbarhet och vittringsegenskaper i rapporten Karaktärisering av rödfyr och den naturliga omgivningen i Degerhamn, Mörbylånga kommun, Undersökning av halter, vittringsbenägenhet och lakegenskaper Projekt Degerhamn Rapport 2005:04. De föroreningar (spårelement) som förekommer i de högsta halterna i rödfyren inom området är huvudsakligen arsenik, barium, kadmium, molybden, uran och vanadin (se tabell 1). Arsenikhalterna ligger omkring 100 mg/kg TS. Halterna av dessa element ligger dock generellt i nivå med bakgrundshalterna i bergrunden i området (d.v.s. alunskiffern), tabell 2. Halterna ligger dock högre jämfört med den naturliga jordmånen i området. Arsenikhalten i rödfyren är t.ex. mellan 8-25 ggr högre. Jämförelser mellan innehållet av arsenik, barium, kadmium och uran i rödfyren i de olika delområdena i Degerhamn, ovittrad alunskiffer och naturlig jordmån presenteras i figur 2. 4
Tabell 1. Sammanställda halter för ytliga och djupa prover för rödfyren i hela Degerhamnsområdet. De beräknade halterna kan anses som generella halter. < anger värde under detektionsgräns. Rödfyr i Degerhamn Ytligt Djupt (15 prov) (38 prov) Alla (53 prov) Ämne Enhet Medel std.av. Medel std.av. Medel std.av. LOI % TS 11,8 ±6,0 11,6 ±6,3 11,5 ±5,8 SiO 2 % TS 46,3 ±6,6 42,1 ±16,0 42,1 ±13,7 Al 2 O 3 % TS 12,5 ±2,0 10,8 ±3,7 11,1 ±3,3 CaO % TS 7,22 ±5,37 12,2 ±15,62 11,8 ±13,39 Fe 2 O 3 % TS 12,1 ±2,6 11,4 ±4,9 11,4 ±4,19 K 2 O % TS 3,91 ±0,52 3,66 ±1,41 3,71 ±1,22 MgO % TS 0,87 ±0,166 0,91 ±0,260 0,94 ±0,24 MnO % TS 0,068 ±0,057 0,055 ±0,034 0,057 ±0,031 Na 2 O % TS 0,203 ±0,088 0,19 ±0,090 0,18 ±0,08 P 2 O 5 % TS 0,37 ±0,238 0,30 ±0,26 0,32 ±0,231 TiO 2 % TS 0,699 ±0,125 0,62 ±0,22 0,63 ±0,189 As mg/kg TS 122 ±40 107 ±54 109 ±50 Ba mg/kg TS 1596 ±1006 1140 ±814 1210 ±799 Be mg/kg TS 4,04 ±0,48 3,78 ±0,86 3,9 ±0,78 Cd mg/kg TS 2,43 ±2,50 1,79 ±1,84 2,22 ±2,43 Co mg/kg TS 14,8 ±7,0 15,5 ±9,8 16,6 ±8,8 Cr mg/kg TS 95,9 ±21,9 98,7 ±27,6 99,4 ±27,0 Cu mg/kg TS 97,4 ±36,8 87 ±45,4 90,4 ±42,1 Hg mg/kg TS 0,17 ±0,118 0,12 ±0,101 0,13 ±0,102 La mg/kg TS 38,9 ±9,3 34,9 ±8,2 35,7 ±7,5 Mo mg/kg TS 120 ±36 120 ±40,9 123 ±38 Nb mg/kg TS 12 ±2,7 11,7 ±2,7 11,7 ±2,4 Ni mg/kg TS 65,5 ±48,3 49,2 ±29,1 57,6 ±35,4 Pb mg/kg TS 70,1 ±120,3 33,5 ±51,6 29,7 ±44,3 S mg/kg TS 7520 ±4074 26970 ±12029 25270 ±12081 Sc mg/kg TS 12,4 ±1,74 11,1 ±3,7 11,2 ±3,1 Sn mg/kg TS <20-41,2 ±10,7 41,2 ±8,8 Sr mg/kg TS 117 ±47 111 ±43,7 114 ±38 U mg/kg TS 78,8 ±31,5 77,4 ±38,2 84,9 ±36,9 V mg/kg TS 520 ±138 458 ±185 487 ±172 W mg/kg TS <60 - <60 - <60 - Y mg/kg TS 42,4 ±19,6 33,3 ±12,2 35,6 ±12,3 Zn mg/kg TS 107 ±64,8 138 ±371,0 130 ±315,3 Zr mg/kg TS 143 ±29,8 132 ±53,1 131 ±45,3 1 Ett värde under detektionsgräns, ej medtagna 2 Två värden under detektionsgräns, ej medtagna 3 osv. Utförda screeninganalyser visar att även andra element (spårelement) förekommer i rödfyren. Halterna är dock betydligt lägre jämfört med t.ex. arsenik, uran, molybden och vanadin och i nivå med bakgrundshalterna i den naturliga alunskiffern. Screeninganalyser från rödfyr i Falköpingsområdet (opubl. data) har tidigare visat att halterna av dessa andra spårelement i grund- och ytvatten är relativt låga jämfört med de dominerande elementen och inte direkt styrande för miljö- och hälsoriskerna. Lakbarheten för de flesta övriga spårelement i screeninganalyserna bedöms således som tämligen låga. Prov på rödfyr med högt innehåll av petroleuminnehållande orstenar (kalkstenskonkretioner) har inte heller kunnat påvisa några halter alls avseende aromater, alifater eller PAH:er. Innehållet av organiska föreningar kommande från rödfyren bedöms som obetydligt. Det väljs således att fortsättningsvis fokusera på de spårelement som föreligger i högst halt samt element som det finns redovisade generella riktvärden för (Naturvårdsverket, 1996). Detta för att beräknade data ska kunna jämföras med andra bedömda riskobjekt i Sverige. 5
Tabell 2. Analyserade totalhalter i alunskiffer samt naturlig mark.< anger värde under detektionsgräns. Vittrad naturlig medel±std.av. Ovittrad naturlig medel±std.av. SKR 18 0.2 1 (grus/sand) SKR 21 0.5 1 (Grus) Ämne Enhet (3 prov) (2 prov) TS % 96,5±2,0 98,7±0,1 99,4 98,7 LOI % TS 17,8±1,7 19,3±1,0 3,1 5,9 SiO 2 % TS 52,1±1,2 48,9±0,7 93 74,2 Al 2 O 3 % TS 15,2±0,0 15,1±0,1 4,43 4,76 CaO % TS 0,40±0,32 0,39±0,02 0,386 0,925 Fe 2 O 3 % TS 4,62±0,65 5,65±0,95 2,27 1,45 K 2 O % TS 5,49±0,30 5,22±0,03 1,01 1,52 MgO % TS 1,31±0,20 1,65±0,03 0,188 0,215 MnO % TS 0,01±0,0 0,02±0,0 0,0452 0,0146 Na 2 O % TS 0,15±0,0 0,16±0,0 0,223 0,54 P 2 O 5 % TS 0,15±0,0 0,17±0,0 0,139 0,0995 TiO 2 % TS 0,85±0,02 0,81±0,0 0,351 0,248 As mg/kg TS 65,1±7,0 128±88 13,2 4,21 Ba mg/kg TS 783±79 752±9 168 207 Be mg/kg TS 3,70±0,22 4,29±0,45 <0.6 0,651 Cd mg/kg TS 12,3±2,77 15±1 0,16 0,305 Co mg/kg TS 7,10±5,55 18,1±3,32 3,88 1,75 Cr mg/kg TS 111±12 105±0 160 184 Cu mg/kg TS 190±26 217±33 15,1 19,4 Hg mg/kg TS 0,16±0,03 0,15±0,01 0,0592 0,0445 La mg/kg TS 44,9±1,4 44,3±1,6 8,71 12,1 Mo mg/kg TS 143±17 141±23 19,7 14,2 Nb mg/kg TS 26,8 2 <6 <6 <6 Ni mg/kg TS 179±99 359±17 11,1 10,4 Pb mg/kg TS 40,6±6,0 41,4±2,5 5,48 6,82 S mg/kg TS 8467±8326 29600±14284 1700 747 Sc mg/kg TS 13,0±0,4 12,4±0,1 3,02 2,45 Sn mg/kg TS <20 <20 <20 <20 Sr mg/kg TS 76,8±3,8 75,0±0,3 36,4 59,3 U mg/kg TS 101±48 84,5±15,0 5,01 6,56 V mg/kg TS 3220±399 3230±14 45,9 41,4 W mg/kg TS <60 <60 <60 <60 Y mg/kg TS 29,4±7,1 38,0±3,5 23,7 13 Zn mg/kg TS 398±54 526±52 37,9 47,5 Zr mg/kg TS 148±8 141±1 298 171 1 Ett värde under detektionsgräns, ej medtagna 2 Två värden under detektionsgräns, ej medtagna 3 osv. 6
As Ba mg/kg TS 140 120 100 80 60 40 20 0 mg/kg TS 1600 1400 1200 1000 800 600 400 200 0 Delområde 3 Delområde 2 Delområde 1 Ovittrad skiffer Delområde 4 Jordmån Delområde 3 Delområde 2 Delområde 1 Ovittrad skiffer Delområde 4 Jordmån Cd U mg/kg TS 16 14 12 10 8 6 4 2 0 mg/kg TS 120 100 80 60 40 20 0 Delområde 1 Delområde 2 Delområde 3 Delområde 4 Ovittrad skiffer Jordmån Delområde 2 Delområde 1 Delområde 4 Delområde 3 Ovittrad skiffer Jordmån Figur 2. Medelhalter för arsenik, barium, kadmium och uran för de olika delområdena i Degerhamn där rödfyr finns upplagt jämfört med den naturliga bakgrunden. 4.2 Beskrivning av föroreningar och förekomstsätt I rödfyren förekommer flera olika element. Ursprunget är alunskiffern och kalkstenen. Föreningar med arsenik, kadmium och uran bedöms ha mycket hög farlighet till följd av att ämnena är giftigt respektive mycket giftigt enligt Kemikalieinspektionens klassificeringslista. Vanadin och molybden bedöms ha hög farlighet. Ämnen som kobolt, koppar, krom, nickel, bly och zink förekommer också i rödfyren, men i låga halter. Nedan följer en kort genomgång av de huvudsakliga riskelementens aktuella egenskaper och förekomstsätt i rödfyr och alunskiffer: 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. Halten i rödfyren i Degerhamn ligger på cirka 108 mg/kg TS, varav huvuddelen sorberat till karbonater och järnoxidhydroxider och mellan 8-24 % bundet huvudsakligen i sulfider. Halten i alunskiffer ligger på mellan 65-128 mg/kg TS varav 30-80 % i sulfider. 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, vilket även är fallet i Degerhamn (alunskiffern). 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. 7
Oorganisk arsenik är humant cancerogen och vid långtidsexponering av arsenik kan cancer uppkomma, till exempel i lungorna, njurarna och på huden. Symptom som kan uppkomma vid intag av höga halter oorganisk arsenik är kräkningar, minskad produktion av röda och vita blodkroppar, onormal hjärtrytm och blodkärlsskador. Inandning av höga halter oorganisk arsenik kan ge inflammerad hals och irriterade lungor. Arsenik är en kumulativ substans som endast långsamt lämnar kroppen genom urin, hår, naglar och hud (Karim, 2000). Organisk arsenik är mindre toxiskt än oorganisk, men vissa organiska arsenikföreningar kan vid långtidsexponering ge liknande symptom som de oorganiska. Trevärd arsenik (As(III)) anses vara mer toxiskt än femvärd arsenik (As(V)). Att oxidera upp arsenik kan således vara en metod för att minska toxiciteten (Kim och Nriagu, 2000). P.g.a. rödfyrens natur (bränd-oxiderad) bör det kunna antas att större delen av arseniken föreligger i femvärd form. Detta bekräftas av geokemiska modelleringar av både ytvatten, ytligt grundvatten och djupt grundvatten i Degerhamnsområdet. Generellt dominerar andelen femvärd arsenik i alla vatten. Andelen trevärd arsenik är mycket låg. Arsenik har även en stark förmåga att adsorbera/samutfällas med metalloxidhydroxider t.ex. järn-, mangan- och aluminiumoxidhydroxider. Adsorptionen påverkas av flera faktorer som t.ex. arseniks oxidationstal, adsorbentens ytegenskaper och ph. Generellt gynnas fastläggningen av att arsenik förekommer i den femvärda formen, lågt ph samt att oxidhydroxiderna är amorfa (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). Barium Barium är ett element som finns naturligt i jordskorpan, både i magmatiska och sedimentära bergarter. Barium har samma laddning och i stort sett samma storlek som elementen kalcium och strontium och kan lätt substitueras. Barium förekommer inte fritt i naturen utan sitter i bl.a. olika föreningar tillsammans tillsammans med sulfat (baryt) och karbonat (witherit). Halterna i rödfyren i Degerhamn ligger på cirka 1210 mg/kg TS, varav 59-70 % i residualen. Bariums löslighet ökar med sjunkande ph och de högsta halterna i grundvatten återfinns oftast i vatten med lågt ph. Bariums löslighet styrs av närvaron av naturliga anjoner och sannolikt adsorberas även barium till metal-oxidhydroxider (WHO, 2003b). Lösliga bariumsalter, men även till viss del svårlösliga, absorberas lätt i kroppen. Barium transporteras i blodet (plasman) och ansamlas i skelettet (WHO, 2003b). Barium anses inte vara ett essentiellt näringsämne och anses inte heller orsaka cancer. Höga koncentrationer kan dock ge konvulsioner och spasmer och även orsaka död. Den akuttoxiska dosen ligger på mellan 3-4 g (WHO, 2003b). WHO:s riktvärde för barium i dricksvatten är 0,7 mg/l (WHO, 2003b). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 4 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) för ekotoxeffekter i sötvatten. Kadmium Kadmium är ett naturligt element i jordskorpan och återfinns ofta i olika mineral tillsammans med andra element som syre (kadmiumoxid) eller svavel (kadmiumsulfid, kadmiumsulfat). Halterna i rödfyren i Degerhamn ligger på cirka 1,5 mg/kg TS, varav 3-20 % sulfidbundet, och i alunskiffern på mellan 12-15 mg/kg TS, majoriteten sulfidbundet (upp till 70 %). 8
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, 1999). 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, 1999). Kadmiumhalten i opåverkade naturliga vatten ligger generellt under 1 µg/l. WHO (2003c) 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). Molybden Molybden är ett silvervitt grundämne, som i naturen förekommer i mineral som molybdenit (MoS 2 ), wulfenit (PbMoO 4 ) och powellit (Ca(MoW)O 4 ). I svensk mineraljord ligger molybdenhalterna omkring 5 till 8 ppm (SLU, 2003). I rödfyren ligger halten i snitt på 132 mg/kg TS, varav 70-80 % är bundet till järnoxider eller i residualen (silikater/oxider). I alunskiffern ligger halten i snitt på 141 mg/kg TS, varav 30-40 % bundet i sulfider. För djur och växter är molybden ett essentiellt näringsämne som behövs för reglering av vissa kemiska reaktioner i cellerna. Ämnet förekommer naturligt i föda, såsom lever, grönsaker, ris och musslor och enligt Livsmedelsverket rekommenderas ett dagligt intag på 45 mikrogram för kvinnor och män. Vid höga koncentrationer kan molybden vara toxiskt - få studier har dock gjorts för att utreda toxiciteten för människor. Hos djur har studier visat att höga intag av molybden resulterade i diarréer, koma och dödsfall på grund av minskad hjärtverksamhet (WHO, 2003e). Kronisk exponering av molybden kan bland annat resultera i hämmad tillväxt, blodbrist, lever- och njurskador och sterilitet. WHO:s riktvärde (guideline value) för molybden i dricksvatten är satt till 0,07 mg/l (WHO, 2003d). CCME (2003) anger ett riktvärde på 73 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten). Uran Uran är ett silvervitt, radioaktivt ämne som är allmänt utbrett i naturen och förekommer där som en blandning av tre olika radioaktiva isotoper. Ämnet finns i varierande, men små, mängder i berggrund, jord, vatten, luft, växter, djur och människor. Kommersiellt används uran som bränsle i kärnreaktorer. Enligt Kemikalieinspektionens klassificeringslista är uran mycket giftigt. I rödfyren ligger halten i snitt på 86 mg/kg TS, varav cirka 75-85 % bundet i residualen (silikater/oxider). I alunskiffern ligger halten mellan 85-100 mg/kg TS, varav huvudelen (60-80 %) i sulfid/organisk fraktion samt residualfraktion (silikat/oxid). Risk för exponering föreligger till exempel vid boende på platser med höga uranhalter i berggrunden, i samband med intag av grödor som vuxit på området eller via andning. Uran tas upp av kroppen via huden, lungorna eller tarmarna och påverkas bland annat av uranföreningens löslighet samt tidigare födointag. Mer än 95 % av det uran som kommer in i kroppen absorberas inte (WHO, 2001). Uran 9
som upptagits kan ackumuleras i kroppen, främst i skelettet och njurarna. Uran har ingen känd metabolisk funktion i djur och betraktas som icke-essentiell. Uran kan inducera både strålningspåverkan och kemisk toxicitet. Den koncentration av 238 U (den isotop som utgör mer än 99 % av naturligt uran) som skulle vara kemiskt toxisk för växter är 720 gånger lägre än den som skulle skapa en strålningspåverkan (RIVM, 1999). Den primära kemiskt inducerade effekten på människor är njurinflammation. För kroniska effekter på människor av uranexponering finns endast lite information. En undersökning påvisade en trend av ökad exkretion av b2- mikroglobulin i urin med ökad uranhalt i dricksvatten, vilket kan vara en indikation på en begynnande njurskada (WHO, 2004). I dagsläget finns inget påvisat samband mellan exponering av höga urandoser och hög cancerfrekvens. Däremot kan uran sönderfalla till andra ämnen, till exempel radium, som kan orsaka cancer vid höga doser och långtidsexponering. WHO:s provisoriska riktvärde ( provisional guideline value ) för uran i dricksvatten är 15 µg/l (WHO, 2004). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 2,6 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) för ekotoxeffekter i sötvatten. Vanadin Rent vanadin är ett skinande vitt ämne som är mjukt och smidigt. Naturligt vanadin är en blandning av två isotoper, 0,24 % 50 V och 99,76 % 51 V, där 50 V är svagt radioaktivt. Nio andra isotoper är kända. Vanadin har påträffats i mer än 65 olika mineral av vilka carnotit (K 2 (UO 2 ) 2 (VO 4 ) 2 *3H 2 O), vanadinit (Pb[Cl (VO4) 3 ]) och patronit (VS 4 ) är de viktigaste. Ämnet hittas i en del järnmalmer och förekommer också i komplexa organiska föreningar i råolja. Medelhalten i rödfyren ligger på 494 mg/kg TS, varav 35-45 % sulfid/organiskt bundet eller i residualen (silikat/oxid). Betydande andelar sitter även bundet till järnoxider (25-45 %). Halten i alunskiffern ligger omkring 3200 mg/kg TS, varav 80-90 % i residualen (silikat/oxid). Vanadin finns i varierande halter i jorden och uppmäts normalt till mellan 50 och 100 ppm i svenska mineraljordar (SLU, 2003). Det förekommer även i fossila bränslen, vilket medför en allmän förekomst i luftföroreningar. Däremot är halterna i vatten och föda låga. Bakgrundshalterna varierar från 2,5 till 5 µg/l i sydsvenska sjöar och vattendrag enligt Naturvårdsverkets jämförvärden (Naturvårdsverket, 1999b). Vanadin har inte kunnat påvisas vara ett essentiellt näringsämne för människor. Den kritiska effekten för vanadinoxid är luftvägsirritation och en yrkesmässig exponering för vanadin kan verka irriterande på luftvägarna, ge lungblödning och pneumonit. WHO:s riktvärde för exponering av vanadin via luft (air quality guideline) är 1 µg/m 3 och baseras på den lägsta nivå som gett skadliga effekter (LOAEL), vilken ligger på 20 µg/m 3. Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 20 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) för ekotoxeffekter i sötvatten. 4.3 Beskrivning av källtermer Källan till de element som rör sig i mark och vatten i Degerhamnsområdet är framförallt rödfyrshögarna och den vittrande alunskiffern. Uppskattningsvis finns cirka 2 600 000 m 2 rödfyr upplagt i området, motsvarande cirka 2 900 000 ton rödfyr. Rödfyren innehåller uppskattningsvis 327 ton arsenik, 5,1 ton kadmium, 345 ton molybden, 1330 ton vanadin och 213 ton uran. Rödfyren består till stora/större delen av bränd alunskiffer. Två olika typer av rödfyr finns. En mer kalkrik s.k. kalkrödfyr som ursprungligen är en restprodukt från kalkbränning. Denna typ av rödfyr håller ett högt ph (över 6) både i materialet och i lakvattnen, men vittrar dock. Den andra typen av rödfyr är den s.k. alunrödfyren. Som namnet antyder så den en restprodukt från aluntillverkningen i 10
området. Materialet håller betydligt lägre kalkhalter och är tämligen surt (ph 3-4). Båda dessa materialtyper innehåller inte helt obetydliga rester av sulfider, främst pyrit, och oxiderar således med produktion av syra och frigörelse av tungmetaller. Syran buffras generellt snabbt p.g.a. innehållet av kalk i företrädesvis kalkrödfyren och majoriteten av tungmetallerna fastläggs således i andra faser. Halterna i de två olika rödfyrstyperna skiljer sig inte mycket åt förutom innehållet av kalk. De generella medelhalterna redovisas i tabell 1. Genom den förbränning som skett av alunskiffern har en fasförändring skett avseende elementens bindningsätt jämfört med moderbergarterna kalksten och alunskiffer. Generellt har de sulfidbundna elementen övergått från sulfidfraktionen till att vara bundet mest i en järnoxidfraktion (se figur 3). Detta innebär också att rödfyrens utlakningsegenskaper förändrats. Re sidualjord Ovittrad skiffer 100% 80% 60% residual sulf./ org. cr. Fe 100% 80% 60% residual sulf./ org. cr. Fe 40% 20% 0% CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCr CuHgMnMoNi PbSr U V Zn am. Fe lab. org. ads./ carb. 40% 20% 0% CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCr CuHgMnMoNi PbSr U V Zn am. Fe lab. org. ads./ carb. Vittrad skiffer Ytlig alunrödfyr 100% 100% 80% 60% residual sulf./org. cr. Fe 80% 60% residual sulf./org. cr. Fe 40% 20% am. Fe lab. org. ads./carb. 40% 20% am. Fe lab. org. ads./carb. 0% CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn 0% CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn Djup alunrödfyr Ytlig kalkrödfyr 100% 100% 80% 60% residual sulf./org. cr. Fe 80% 60% residual sulf./org. cr. Fe 40% 20% am. Fe lab. org. ads./carb. 40% 20% am. Fe lab. org. ads./carb. 0% CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn 0% CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn Figur 3. Andelen bundna element i olika faser i residualjord, rödfyr och alunskiffer. Vid jämförelse mellan ovittrad alunskiffer och de tre rödfyrsproverna ses att andelen element bundna i sulfidfraktionen och residulalen är hägre i alunskffern, medan andelen element adsorberade eller bundna till järnoxider är högre i rödfyren. En fasförändring har skett. I området runt Degerhamn finns också blottat alunskiffer, en av de naturliga bergarter, förutom kalksten, som finns i området. Det område nära Degerhamn där alunskiffer finns har uppskattats till cirka 125 ha, vilket motsvarar cirka 25 000 000 m 3 alunskiffer. Alunskiffern i sig innehåller betydande mängder tungmetaller och sulfider, åter igen främst pyrit. Pyrithalter på flera % är inte ovanliga. Alunskiffern innehåller totalt uppskattningsvis 8320 ton arsenik, 975 ton kadmium, 9170 ton molybden, 210 000 ton vanadin och 5490 ton uran. Det område som är täckt av alunskiffer kan delas upp i ett 11
område kallat antropogent vittrad alunskiffer och naturligt vittrad. Skillnaden ligger främst i att de första områdena har mänsklig aktivitet skapat de förhållanden där alunskiffern utsätts för vittring genom skifferbrytning. Således är det både skifferväggar och skiffergolv som vittrar. Oxidationen är mest intensiv i brottväggarna där syre har goda möjligheter till att tränga in i sprickplanen. Den senare, d.v.s. den naturligt vittrande alunskiffern är generellt täckt av ett tunt jord/moräntäcke. Täcket fungerar inte tillräckligt för att skydda den från vittring. På volymsbasis i relation till alunskiffer står rödfyren för cirka 10 % av den totala volymen avfall/bergarter som innehåller potentiella föroreningar. Både rödfyren och alunskiffern vittrar idag. Alunskiffern är påverkad ned till djup av cirka 0,4 m i naturliga områden och ned till djup av omkring 0,2 m i antropogena områden, vilket kan jämföras med vittringsdjup på mellan 0,2-1 m i rödfyren. Den naturligt vittrade alunskiffern har varit utsatt för oxidation i omkring 12 000 år d.v.s. sedan sista istiden. Den ytliga rödfyren har i snitt varit utsatt för oxidation under omkring 100 år. Beräkningar av hur länge oxidationen och utlakningen kan pågå har visat att för rödfyrshögarna handlar det om tiotusentals år för att de ska bli helt genomvittrade. Eftersom vittring/oxidation inte per definition motsvaras av en lika stor utlakning av vittringsprodukter, eftersom en fördröjning sker genom olika processer, är sannolikt tidsaspekten för fortsatt utlakning minst lika lång tid, sannolikt mer. Vittringen och och oxidationen av alunskiffern kommer att pågå under betydligt längre tid, hundratusentals år, och mer. Det bedöms således som mindre sannolikt att utlakningen av halterna i rödfyren i sig naturligt skulle minska. Inte heller bedöms det rimligt att anta att halterna i den ytliga rödfyren genom den kontinuerliga vittringen/oxidationen och utlakningen på medellångsikt (hundratals år) naturligt skulle sjunka till nivåer där inga exponeringsrisker finns. Detta inses lätt genom att studera ytlig och djup rödfyr t.ex. avseende arsenik (tabell 1). På haltbasis är skillnaderna små. Detta gäller för för andra element också. 4.4 Läckage från källan Beskrivning av huvudsakliga mekanismer Grunden till läckaget från rödfyren och den naturliga alunskiffern är oxidationen av sulfider. Vid kontakt med syre oxideras sulfiderna med bildande av svavelsyra som följd och ett sänkt ph-värde, ekv. 1. Den oxidation som sker av andra metallsulfider genererar ingen syra, dock lösta metalljoner. Ekv. 1 2FeS 2 + 2H 2 O + 7O 2 4H + + 4SO 4 2- + 2Fe 2+ Reaktionen som beskrivs i ekv. 1 står dock inte själv för hela läckaget. Även den naturligt sura nederbörden bidrar till en naturlig urlakning och ursköljning av föroreningar. Som tidigare nämts sitter en hel del element bundna till andra faser än enbart sulfider (Se även Projekt Degerhamn rapport 2005:04). Den sura nederbörden, den vid oxidationen bildande syran samt vattnet i sig kan frigöra och mobilisera element i rödfyren, antingen genom desorbtionsprocesser eller ren upplösning av sekundära mineral, t.ex. gips och järnoxidhydroxider. Att sådan mineral finns och sannolikt reglerar den vidare transporten av föroreningar har bekräftats både genom mineralogiska studier och geokemiska beräkningar (Projekt Degerhamn rapport 2005:04). Läckaget från rödfyren kan i stort sett ske på två sätt eller två processer. Båda sätten drivs av vatten (figur 4). I det första fallet kan utlakningen ske genom infilterande vatten direkt i högarna. Föroreningar sköljs då ut ur högarna ned till grundvattnet i högarna. Ursköljningen kan även ske i randzonerna som ett ytvattenflöde, en process som sannolikt är vanligast i områden med ringa jordtäcken. Ursköljningen bör således vara mest effektiv i randzonerna och i områden med hög grundvattenyta. I övriga 12
zoner bör olika fastläggningsmekanismer träda in och fördröja utlakningen, vilket medför en långsammare utlakning. Nederbörd Ursköljning Fastläggningszon Uttransport Varierande Grundvattenyta Figur 4. Modell över hur läckaget från rödfyren sker. Det andra sättet eller processen är p.g.a. variationer i grundvattenytan. Åter igen en process eller mekanism som sannolikt är mer betydande i områden där grundvattenytan ligger nära eller i högarna. En höjning respektive sänkning över året kan medföra en urlakning av sekundärt anrikade element (jmf. Öhlander et al., 2001). I Degerhamn kan t.ex. grundvattennivåerna variera upp till 0,5-1 m under året vilket kan orsaka en ursköljningseffekt. Slutsatserna blir att nederbörden huvudsakligen styr utlakningen, antingen genom direkt ursköljning eller genom en höjning av grundvattenytan, en effekt som sannolikt är mest betydande i samband med längre perioder av nederbörd och infiltration. Eventuella åtgärder för att förhindra spridning bör således syfta till att minska vattentillgången. Den naturliga frigörelsen från alunskiffern drivs av liknande processer d.v.s. nederbörd och grundvattenstånd. Variationen i grundvattennivåer bör dock inte vara lika betydande. Alunskiffern är mer permeabel jämns med sprickplanen och huvuddelen av vittringsvattnet bör gå den vägen, vilket även bekräftats av geohydrologiska undersökningar (se Projekt Degerhamn rapport 2005:06). Geohydrologiska undersökningar har också visat att gradienterna och flödet i de djupare akvifärerna är små, vilket indikerar en ganska ringa tillförsel (infiltration) från övre nivåer d.v.s. den vittrande alunskiffern och rödfyren. Förklaringen är sannolikt att alunskiffern är ganska impermeabel vertikalt sett och läckaget till djupare grundvatten främst sker genom större vertikala sprickor, vilket att döma av de utförda undersökningarna är begränsat förekommande. De fastläggningsmekanismer som sker i berget bör även de framförallt ske jämns med sprickplanen. Vid kärnborrningar har förekomst av järnoxidhydroxider och även gips kunnat konstateras i sprickor. Huvuddelen av vittringsvattet flödar således ganska ytligt och är svårt att direkt urskilja från rödfyrsvattnet p.g.a. likartade processer. Indikationer finns dock från grundvattenrör satta direkt i ytlig skiffer att detta vittringsvatten kan vara både surt och metallrikt. 13
4.5 Källbarriärer Naturliga mekanismer som förhindrar transport från källan Flera processer hämmar eller minskar konsekvenserna d.v.s. utlakningen av föroreningar från vittringen av rödfyr och alunskiffer. Det rör sig framförallt om olika buffringsreaktioner, fastläggning och adsorption av föroreningar eller utfällningsreaktioner. Dessa processer sker i högarna eller i alunskiffern samt längs vägen i det tunna jordtäcket ut mot huvudrecipienten Kalmarsund. I den rödfyr som är välbuffrad står olika kalciuminnehållande mineral för den huvudsakliga buffertkapaciteten. Kalciumkarbonat förekommer till viss del i rödfyren, även släckt kalk (kalciumhydroxid, portlandit) har identiferats och sannolikt förekommer även kalciumoxid, även om det inte direkt hittats. Även i alunrödfyren finns buffrande mineral, dock i mindre mängder. Den typen av rödfyr har inte en lika stor förmåga att buffra syra och motverka ph-sänkningar. De båda rödfyrstyperna är inte alltid upplagda i enskilda högar utan kan vara omblandad. Generellt överlagrar då kalkrödfyr alunrödfyr. Alunskiffern i sig innehåller kalciumkarbonat. Kalciumkarbonaten finns sannolikt både utspridd i alunskiffermatrisen i mindre mängder, men föreligger framförallt som orstenar, d.v.s. stora konkretioner av kalciumkarbonat. Detta betyder att lokalt, där endast mindre mängd buffrande mineral finns, kan vittrande alunskiffer uppvisa extremt låga ph (2-3) och därmed höga metallhalter. Detta har även visats av Envipro (2003) där grundvatten i närheten av en skiffervägg i alunskiffer i Götene kommun uppvisade ph på omkring 4 och mycket höga tungmetallhalter bl.a. nästan 1 mg/l uran påträffades i ytligt grundvatten. Den välbuffrade naturen avseende kalkrödfyren i Degerhamn medför dock att denna typ av rödfyr har en god förmåga att förhindra ph-sänkningar. Den medför också goda betingelser för olika sorptionsprocesser. Dessa processerna styrs främst av partikelytornas egenskaper samt även lakvattnens kemiska sammansättning. Adsorption av både katjoner d.v.s. positivt laddade joner, ofta metaller som Pb 2+, Zn 2+, Ag + m.m. och anjoner, t.ex. sulfat, arsenat och fosfat (SO 4 2-, PO 4 3-, AsO 4 3- ) är beroende av ph. Oftast så gynnas adsorptionen av positivt laddade joner av ett högt ph medan negativt laddade joner gynnas av ett lågt ph. Generellt sett så innebär ph under 3-5 att de flesta tungmetaller kvarstår i lösning och inte fastläggs (Kinniburgh och Jackson, 1981). Detta är förklaringen till att halterna generellt är högre nära sur rödfyr samt nära skifferbrottens väggar där ph är lågt. De flesta katjoner och anjoner har dock en god adsorptionsförmåga vid neutrala ph. Adsorption och absorption styrs som sagt av mineralytornas egenskaper bl.a. den specifika ytan som i stort sett kan anses vara ett mått på antalet platser där jonerna kan fastna, ju större yta desto fler platser. Lermineral och framförallt rostutfällningar (järnhydroxid) är kända för att ha stora ytor och således ha en stor potential för att fördröja eller förhindra att joner sprids vidare (t.ex. Kooner, 1993; Bowell och Bruce; 1995, Coston et al., 1995; Düker et al., 1995). De mest vanliga sekundära mineralen som påträffats både vid geokemiska modelleringar av grundvatten under högarna och mineralogiska studier är just dessa järnoxid-hydroxider. Även lermineral har identifierats (montmorillonit och illit). Järnoxiderna har främst bildats genom förbränningen av alunskiffern då pyrit oxiderats vid höga temperaturer. Studier har visat att de främst består av hematit (Fe 2 O 3 ). Det är även detta mineral som ger rödfyren den karaktäristiska röda färgen. Grundvattnen verkar dock främst innhålla amorfa d.v.s. icke-kristallina järnoxid-hydroxider (götit m.fl). Även manganoxid-hydroxider verkar kunna förekomma. Att dessa mineral till viss del reglerar den fortsatta transporten verifieras av de utförda sekventiella lakningarna (se figur 3). Många s.k. tungmetaller arsenik, kadmium m.m. sitter knutna till de två järnoxidfraktionerna (kristallina och amorfa). Andra processer som reglerar de lösta ämnenas rörlighet är direkt utfällning av sekundära mineral. I terorin kan inte en halt bli högre än den halt som gäller för ett visst mineral då jämvikt råder mellan mineralet och lösningen. Om lösningens halt är högre faller mineralet ut. Detta är högst teoretiskt eftersom den lösta halten i praktiken kan vara högre p.g.a. att element sitter bundna i kolloider eller 14
bundna till olika komplex. De verkar vara lösta men i praktiken som medverkar de enbart lite i dessa utfällnings/upplösningsreaktioner. Ett mineral som har konstaterats finnas i rödfyren eller grundvattnet i närheten är framförallt gips, ett kalciumsulfat. Ett antal andra sekundära mineral innehållande spårelement och tungmetaller har också konstaterats kunna finnas. Ba 3 (AsO 4 ) 2 har konstaterats kunna finnas. Ett mineral som förutom arsenik även innehåller barium. Blyföreningen plumbogummit (PbAl 3 (PO 4 ) 2 (OH) 5 :H 2 O) kan även förekomma. Vanadin förekommer möjligen tillsammans med uran i två föreningar, carnotit (KUO 2 VO 4 ) och tyuyamunit (Ca 0.5 UO 2 VO 4 ). Uran förekommer även möjligen som ytterligare ett antal föreningar, UO 2 (OH) 2 (UO 2 (OH) 2 ), sköpit (UO 2 (OH) 2 :H 2 O), U 4 O 9, uraninit (UO 2 ) samt USiO 4. Sorptionsprocesser och utfällning/upplösningsprocesser har således en stor inverkan på de lösta ämnenas transport inne i avfallen och även i yt- och grundvattnen. I alla medier medför de en fördröjning av utlakningen och minskar den totala mängden utlakade föroreningar på årsbasis. Naturliga källbarriärer finns således inom områdes. Att dessa processer är viktiga och inverkar på de totala masstransporterna inses också vid en jämförelse mellan vad som teoretiskt årligen vittrar loss av t.ex. arsenik från både alunskiffer och rödfyr med det som verkligen transporteras ut till huvudrecipienten Kalmarsund. En hel del fastläggs. 5. NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR 5.1 Beskrivning av transportvägar Flera olika spridningsvägar är aktuella avseende föroreningar från rödfyren. Spridningen sker inte enbart med vatten, utan vindtransport och spridning genom mänsklig aktivitet är också relevanta vägar. Spridning av föroreningar med ytvatten sker genom de ytvattenflöden, diken och bäckar som finns i området. Transporten sker inte under hela året utan sker främst i samband med intensiv nederbörd. Stora delar av året är dessa diken och bäckar nämligen torrlagda. Transporten med grundvatten sker dock året runt. Den enda transportriktningen, både, avseende ytvatten och grundvatten är mot Kalmarsund. Transportriktningen för både yt- och grundvatten från rödfyren är ganska centrerad till just rödfyrsområdet runt det nuvarande bruket och gamla södra bruket. Någon diffus spridning från rödfyrnområdena d.v.s. norr- eller söderut finns inte (se Projekt Degerhamn rapport 2005:06). Vindspridning av rödfyr har också bedömts vara en relevant spridningsväg. För att partiklar ska damma till omgivningen måste de vara så små att tyngdkraften nedåt övervinns av krafter i andra riktningar. Partiklar binds också till varandra genom interna krafter (adhesions- och kohesionskrafter) vars storlek bland annat beror på vatteninnehållet. Detta innebär att dammspridningsrisken är som störst under torr väderlek. I rödfyren finns mindre partiklar som skulle kunna damma (baserade på utförda siktförsök). Ett skäl till att damning inte är en större spridningsväg skulle kunna bero på rödfyrens ålder. P.g.a. åldern har redan finpartiklarna transporterats iväg och en överyta av större partiklar, delvis sammankittade har bildats. Ytterligare en relevant spridningsväg för föroreningar och rödfyr är mänsklig aktivitet. Huvudelen av rödfyren förekommer i en relativt bra fraktion för att kunna fungera som utfyllnad (grus, sand). Det är tydligt i Degerhamnsområdet att den även fungerat som utfyllnadsmaterial vid t.ex. byggnation av vägar och planer. Huruvida rödfyren även använts utanför Degerhamnsområdet är inte känt. 15
De aktuella spridningsvägarna är således idagsläget: Spridning genom ytvatten Spridning genom grundvatten Damning Mänsklig aktivitet. Det finns ingenting som tyder på att andra transportvägar än dessa är aktuella i framtiden. 5.2 Spridning från källan rödfyr och alunskiffer Den huvudsakliga antropogena källan är rödfyren i området. Till spridningen till Kalmarsund ska även läggas det som sprids från den vittrande alunskiffern, som inte står för ett helt obetydligt läckage. Tabell 3. Sammanställning av årlig transport med olika källor från Degerhamnsområdet. Den naturliga transporten anses representeras av transporten i Strömmeln. Ytvatten från rödfyr Naturlig transport (Strömmeln) Grundvatten Damning kg/år kg/år kg/år kg/år As 0,15 0,07 0.27 0,82 Ba 12 11,5 5.3 - Cd 0,05 0,02 0.87 0,07 Co 0,03 0,03 26 - Cu 0,7 0,5 23 1,6 Cr-tot 0,02 0,09 0.44 0,5 Hg - - - - Mo 8,5 4,5 9.0 - Ni 1,8 0,4 50 1,4 Pb 0,01 0,04 0.10 1,3 V 0,15 0,14 0.24 2,3 Zn 1,2 0,4 62 8,1 U 7,6 14 15 - - Ej beräknad p.g.a. avsaknad av data. Läckaget från rödfyren till huvudrecipienten Kalmarsund sker i huvudsak på två sätt. Antingen genom ett direkt utläckage av grundvatten eller genom de små ytvattenflöden som finns i området. Huvuddelen av grundvattnet flödar relativt ytligt och tränger inte ned till de djupare akvifärerna (se Projekt Degerhamn 2005:06). En naturlig transportbarriär finns således mellan den vittrande rödfyren, alunskiffern och de djupare akvifärerna. Risken för att de djupare akvifärerna som används för dricksvattenuttag förorenas är obetydlig. Vattenkvaliteten i den övre akvifären (översta 5-10 m) är dock sämre p.g.a. alunskifferns vittring i sig samt spridning av föroreningar från rödfyren. Mängderna som flödar ut med grundvattnet, ytvattnen och via damning redovisas i tabell 3. Den spridning som sker med ytvatten och grundvatten överstiger generellt den som sker genom damning (förutom för arsenik, bly och vanadin). Den naturliga bakgrundstransporten som exemplifieras med transporten av uran vid utloppet av Strömmeln är även den betydande. 16
5.3 Transportbarriärer Som transportbarriärer kan de mekanismer fungera som fastlägger eller fördröjer utlakningen av föroreningar från källan till skyddsobjekten. I Degerhamn så är dessa mekanismer i stort sett de samma som fungerar som källbarriärer d.v.s olika sorbtions och utfällningsreaktioner. Eftersom strömningssträckan i ytvattnen och därmed tiden från källan till skydsobjekten är så små, i fallet Kalmarsund, finns det ingen möjliget för dessa reaktioner att verka effektivt. De föroreningar som lakas ut och sprids från rödfyren transporteras även vidare utan någon större fördröjning. När det gäller transporten av vatten (grundvatten) i de tunna jordlager eller i berget finns det en större möjlighet för fördröjning. Viss fastläggning sker sannolikt, men den huvudsakliga fördröjningen sker inne i högarna eller strax under dem (källbarriär). En naturlig transportbarriär finns även i den naturliga berggrunden genom att alunskiffern är mer permeabel horisontellt samt är ganska tät vertikalt. Detta förhindrar vidare transport av föroreningar ned till den djupare akvifären. 6. SKYDDSOBJEKT 6.1 Beskrivning av skyddsobjekt Ett antal skyddsobjekt finns i Degerhamnsområdet. De aktuella skyddsobjekten som finns utgörs av: - Boende i området - Besökare i området - Miljön inom området - Kalmarsund De boende i området är företrädesvis lokaliserade till norra delen av rödfyrsområdet, nära kusten. Bostäder finns även i närheten av södra bruket. Stora delar av området där rödfyren är deponerad är dock obebott. Området uttnyttjas däremot som ströv- och fritidsområde. Stigar, mindre vägar och promenadstråk finns över hela området. Några direkta vattenrelaterade skyddsobjekt finns inte. Ett antal mindre diken och bäckar finns inom området. Dessa är främst vattenförande i samband med stor nederbörd och har då mer karaktären av dagvattenledningar d.v.s. stråk som direkt leder bort nederbördsvatten. Eftersom dessa diken och bäckar större delen av året är torrlagda bedöms det inte direkt finnas några skyddsvärda ekosystem i dem. En större vattenansamling finns i den norra delen av området, den s.k. fågelsjön. Denna fågelsjö är grund, endast någon meter, och i praktiken ett vattenfyllt skifferbrott, till stora delar även vassbevuxet. Sjön mottar idag lakvatten från de blottlagda skifferytorna och håller sulfathalter på mellan 40-60 mg/l, men relativt låga metallhalter, ph ligger omkring 6-6,5. Halterna av metaller i sedimenten är också tämligen låga t.ex. cirka 10 mg/kg TS arsenik, cirka 5 mg/kg TS kadmium och omkring 300 mg/kg TS zink. Något betydande påslag av föroreningar verkar inte finnas. Sjön i sig kan dock ha ett värde för fågellivet i området och därmed ha ett visst naturvärde. Sjön anses dock inte vara ett skyddsobjekt i sig. Strax öster om Degerhamn finns flera naturreservat bl.a. Albrunna alvar, ett landskap med tunna jordar och långsträckta höjdryggar, där bl.a. växten solvända växer över stora områden. Naturreservaten ligger i ett riksintresse för naturvården, nämligen Stora Alvaret. Själva Degerhamsområdet i sig där rödfyren finns är klassat som ett riksintresse för kulturmiljövården. Detta har utretts separat och finns ytterligare beskrivet i Projekt Degerhamn rapport 2004:01. Några bevaransvärda nyckelbiotoper har inte kunnat konstateras i Degerhamnsområdet (t.ex. Skogsvårdsstyrelsen, 2004). Några direkt skyddsvärda ekosystem eller arter är inte heller kända i anknytning till rödfyrshögarna och skifferbrotten. I de mer kalkrika högarna kan det dock tänkas att kalkälskande arter kan förekomma. 17
Ett av de större skyddsobjekten är den slutliga recipienten, Kalmarsund som är en del av Östersjön. Ett objekt som redan idag är belastat av flera källor t.ex. läckage både direkta och mer diffusa från industrier och tätorter. 6.2 Exponeringsvägar 6.2.1 Allmänt Både människa och miljö utsätts för exponering för föroreningar från rödfyren, men också alunskiffern samt den residualjord som finns i området. Människor exponeras i huvudsak genom faktorer såsom damning, inandning, hudkontakt och i de fall grundvattnet utnyttjas som dricksvatten. När det gäller miljön påverkas denna i huvudsak dels genom att markmiljön påverkas i området där föroreningarna finns och dels via spridning till ytvatten. För de olika exponeringsvägarna kan halter beräknas (referenskoncentrationer) där ingen menlig negativ effekt på människors hälsa och miljö uppkommer. 6.2.2 Metod och modell för platsspecifik bedömning För att få en uppfattning om vilka halter av olika föroreningar som kan ge menliga, negativa effekter hos människors hälsa och miljö har s.k. referenskoncentrationer beräknats för Degerhamnsområdet för olika ämnen och exponeringsvägar. Alla beräkningar har skett enligt modellerna beskrivna i Naturvårdsverkets rapport nr 4639, Development of generic guideline values (Naturvårdsverket, 1997b). Orsaken till att platsspecifika värden beräknats är främst att exponeringstider för människor och att lakbarheten av olika ämnen bedömts skilja sig åt jämfört med de antaganden som använts vid framtagandet av de generella riktvärdena samt värden för utspädning etc. Valet av ämnen har baserats på dels de ämnen som det finns beräknade generella riktvärden för samt som tillägg de element som bedöms kunna utgöra risker. Dessa referenskoncentrationerna kan omvandlas till s.k. platsspecifika riktvärden och fungera som underlag för t.ex. mätbara åtgärdsmål. Det har dock valts att enbart använda de beräknade referenskoncentrationerna som ett underlag vid riskbedömningen och bedömning av relevanta exponeringsvägar. De beräknade referenskoncentrationerna ska således inte ses som absoluta och fixa tal. De beräknade referenskoncentrationerna har i de fall lakbarheten inte direkt använts vid beräkningarna, jämförts med resultat från sekventiella lakningar d.v.s. försök har gjorts att ta hänsyn till möjlig tillgänglighet och upptag i människor. Det måste här nämnas att de sekventiella lakningarna inte i absoluta tal visar vad som direkt är tillgängligt för människor och för upptag i växter. De anses dock ge bra indikationer. De exponeringsvägar som har betraktats som möjliga vid olika markanvändningsalternativ för de generella riktvärdena samt för de platsspecifika förhållandena i Degerhamn redovisas i tabell 4. För Degerhamnsområdet har referenskoncentrationer för relevanta exponeringsvägar, enligt tabell 4, beräknats för fallen boende i området samt att områden utnyttjas som strövområden. Några andra markanvändningsalternativ har inte bedömts vara relevanta. Avfallen är finkorniga och inandning av damm bedöms som en relevant exponeringsväg för både boende och strövande i området, även upptag av jord och hudkontakt bedöms som en relevant exponeringsväg för båda alternativen. För boende i området har det dessutom antagits att grundvattenbrunnar utnyttjas för dricksvattenuttag och att odling av grönsaker inte kan uteslutas. Dricksvattenintag sker idag enbart sparsamt nedströms rödfyrshögarna, företrädesvis längs kusten. De flesta brunnarna ligger även utanför rödfyrens direkta influensområde. Intag via fisk har inte beräknats då rekommendationer från Livsmedelsverket finns för hur ofta insjöfisk bör ätas. Några vattendrag lämpliga för fiske finns 18
heller inte i Degerhamnsområdet. Fisk är därför inte en relevant exponeringsväg. Exponering via ångor bedöms heller inte relevant eftersom inga av elementen avgår i gasfas vid normal temperatur. För påverkan på miljö antas exponeringsvägarna motsvara mindre känslig markanvändning eftersom områdena är påverkade av mänsklig aktivitet och rödfyr sedan många år. Tabell 4. Exponeringsvägar vid känslig markanvändning (KM) samt mindre känslig markanvändning (MKM) enligt Naturvårdsverkets generella riktvärden samt platsspecifika exponeringsvägar för Degerhamnsområdet. Exponeringsväg KM MKM Boende Degerhamn Strövområde Degerhamn 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 Intag av grundvatten x x Intag av grönsaker x x Intag av fisk x Miljön: Effekter inom området x x x x Effekter i ytvattenrecipient x x x x Vid bedömningen av hälsoriskerna för människa från ett förorenat område används bl.a. information gällande vilka doser som ger en viss effekt, eller sambandet mellan dos-respons för människa. Sådana data är utgångspunkten för de s.k. tröskelvärdena som ger en viss negativ effekt och tas fram genom experiment eller epidemiologiska studier. För de flesta föreningar uttrycks dessa tröskelvärden, efter att säkerhetsfaktorer används för att ta hänsyn till osäkerheter i de tillgängliga data, som en tolerabelt daglig dos/intag (TDI) med enheten mg/kg kroppsvikt och dag. När det gäller cancerogena ämnen t.ex. arsenik används matematiska beräkningar på låga doser där riskerna anses vara acceptabla t.ex. ett ökat cancerfall på 100 000 under en livstid. Till grund för Naturvårdsverkets generella riktvärden har bakgrundsdata för TDI från bl.a. WHO (World Health Organization) och gränser för ekotoxikologiska effekter från Canada och Nederländerna använts. Indata för beräkning har i mån det bedömts relevant tagits från och uppdaterats från dessa källor samt även US.EPA. För övriga värden som t.ex. för kroppsvikt, exponerad hudyta, plantupptag, toxikologisk referenskoncentration i luft, inandningshastighet, ekotoxikologiska effekter etc. har data från Naturvårdsverket som används i beräkningarna av de generella riktvärdena använts. För lakegenskaper och lakbarhet, utspädningsförhållanden och exponeringstid har däremot direkt platsspecifika data använts. 6.2.3 Antaganden och beräkningar Direkt 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 små barn. De viktigaste parametrarna är det dagliga intaget, föroreningens biotillgänglighet d.v.s. mineralform, partikelstorlek, graden av inkapsling och den kemiska formen (Ruby et al., 1999). För barn uppskattas det genomsnittliga intaget av jord till 200 mg/dag, vilket betraktas som ett konservativt värde enligt US.EPA. Som jämförelse kan nämnas att upptaget för enstaka s.k. pica-barn uppgår till 10000 mg/dag 19