Geokemiska undersökningar av sulfidhaltigt äldre gruvavfall i Värmland

Geokemiska undersökningar av sulfidhaltigt äldre gruvavfall i Värmland Undersökning av Vegerbols gruvor, Grums kommun. Envipro Miljöteknik AB Linköping 2005-09-05 Envipro Miljöteknik AB Huvudkontor: Avd. kontor: Avd. kontor: Repslagaregatan 19 Tel 013-357270 Magasinsgatan 22 Tel 031-3397740 Rehnsgatan 20 Tel 08-54666600 582 22 Linköping Fax 013-357271 411 18 Göteborg Fax 031-3397741 Box 19090 Fax 08-54666801 Org.nr. 556326-9314 104 32 Stockholm

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 Filipstadstrakten. 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 Vegerbols gruvor, belägna i Grums kommun. En geokemisk undersökning, motsvarande MIFO fas 2, av Vegerbols gruvor 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 och ytvatten.

SAMMANFATTNING På uppdrag av Länsstyrelsen i Värmlands län har Envipro Miljöteknik AB utfört en geokemisk undersökning av Vegerbols gruvor. Undersökningen omfattar inventering av avfallet på platsen och provtagning av avfall, ytvatten och grundvatten. Totalt har cirka 30 prover på avfall, jord och myrmaterial tagits varav 12 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 ytvattenprov 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 området in i åtta delområden baserat på typ av avfall, mängd och vittringsgrad. De typer av avfall som påträffades var varp i fraktionen 40 till 250 mm och vaskmull i fraktionen finsand-grusig. Volymen på varpen har uppskattats till 6908 m 3 och tonnaget till 11744 ton. Den totala volymen för vaskmullen uppskattades 77 m 3, vilket motsvarar 166 ton. Avfallens utbredning är begränsad till själva gruvområdet. Metallinnehållet i avfallen är höga främst med avseende på bly, zink, koppar, kadmium och silver. Blyhalten uppgår till 5760-80700 mg/kg TS, zinkhalten till 5070-26700 mg/kg TS, kopparhalten till 364-1680 mg /kg TS, kadmiumhalten till 45-328 mg/kg TS och silverhalten till 10-98 mg/kg TS. Även arsenik och kvicksilver förekommer i avfallet, 10-19 mg/kg TS respektive 0,06-1,7 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 recipienterna Värmeln och Rommen 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 silver (delvis), arsenik, kadmium, koppar, kvicksilver, bly och zink. För arsenik ligger förslaget på 40 mg/kg TS, för kadmium 12 mg/kg TS, koppar 190 mg/kg TS, kvicksilver 10 mg/kg TS, bly 290 mg/kg TS och zink 720 mg/kg TS. Blyhalten i varp och vaskmull/slig överstiger den beräknade referenskoncentrationen för intag av jord och kadmium, koppar, bly och zink överstiger referenskoncentrationerna för effekter inom området. Området utgör således både en humantoxikologisk och en ekotoxikologisk risk. Jämförelse med vattenkvalitetskriterier visar även på potentiella risker för ekotoxikologiska effekter i främst bäcken väster om gruvan. Om sådana effekter finns idag kan inte bestämmas utifrån denna undersökning utan biologiska studier krävs. Baserat på medelhalterna så finns cirka 137 kg silver, 123 kg arsenik, 590 kg kadmium, 4550 kg koppar, 81 000 kg bly och 64 000 kg zink kvar i avfallen vid Vegerbols gruvor. Detta bedöms enligt Naturvårdsverkets riktlinjer som mycket stora mängder. Farligheten för arsenik, kadmium och bly klassas som mycket hög. Farligheten för koppar och zink klassas som hög respektive måttlig. Känsligheten för området bedöms som måttligt. Skyddsvärdet bedöms som stort. Inga direkt skyddsvärda områden eller arter är kända i anknytning till gruvområdet. Spridningsför- 3

utsättningarna för föroreningar i mark- och grundvatten bedöms som mycket stora. Sammantaget anses att Vegerbols gruvor bör placeras i riskklass 1, d.v.s. vara en mycket stor risk. Vegerbols gruvor utgör klart en human- och ekotoxikologisk risk. På grund av att området är relativt litet och begränsat i utbredning bedöms att ingen efterbehandling av området är nödvändig. Dessutom är området upptaget i fornminnesregistret, vilket kan innebära en konflikt. För att utreda om miljöhänsynen överväger kostnaderna och de kulturhistoriska värdena bör även en riskvärdering utföras. Kostnaderna för en eventuell efterbehandling har grovt kostnadsuppskattats och bedöms hamna i storleksordningen 16,4 till 16,7 Mkr inkl. projektering. Till detta kommer kostnader för ytterligare undersökningar och utredningar samt miljökontroll. 4

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1. INLEDNING... 7 2. HISTORIK OCH TIDIGARE GRUVVERKSAMHET... 7 3. OMRÅDESBESKRIVNING... 7 3.1. LOKALISERING... 7 3.2. BESKRIVNING AV TOPOGRAFI, GEOLOGI OCH HYDROLOGI... 8 3.2.1. Topografi... 8 3.2.2. Geologi... 8 3.2.3. Hydrologi... 9 4. GRUVAVFALL OCH VITTRINGSPROCESSER... 10 4.1. VITTRING AV GRUVAVFALL... 10 4.2. SYRANEUTRALISERANDE REAKTIONER... 12 4.3. METALLERS MOBILISERING... 13 5. TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR... 13 6. UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR... 14 6.1. UTFÖRANDE... 14 6.1.1. Provtagning och inventering... 14 6.1.2. Analyser... 15 6.1.3. Lakförsök... 16 7. RESULTAT OCH DISKUSSION... 18 7.1. GEOHYDROLOGISKA UNDERSÖKNINGAR... 18 7.2. INVENTERING AV AVFALL... 18 7.2.1. Resultat... 18 7.3. GEOKEMISKA UNDERSÖKNINGAR... 19 7.3.1. Varp och vaskmull... 19 7.3.2. Ytvatten och gruvvatten... 23 7.3.3. Grundvatten... 26 7.3.4. Lakförsök... 30 7.4. KVANTIFIERING AV FÖRORENINGSMÄNGDER... 34 7.5. LÅNGSIKTIG RISK FÖR FÖRORENINGSLÄCKAGE FRÅN GRUVOMRÅDET... 35 8. RISKBEDÖMNING... 35 8.1. FÖRORENINGARNAS FARLIGHET... 36 8.2. FÖRORENINGSNIVÅ OCH SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR... 39 8.3. SPRIDNINGSVÄGAR OCH RECIPIENTER... 40 8.4. KÄNSLIGHET/SKYDDSVÄRDE... 41 8.5. MÖJLIGA EXPONERINGSVÄGAR - REFERENSKONCENTRATIONER... 41 8.6. SAMLAD RISKBEDÖMNING... 45 9. TÄNKBARA ÅTGÄRDER... 46 9.1. OMHÄNDERTAGANDE AV BEFINTLIG VARP OCH VASKMULL... 46 5

9.1.1. Moräntäckning... 46 9.1.2. Vattenöverdämning/vattentäckning... 47 9.1.3. Förhöjd grundvattenyta... 48 9.1.4. Andra metoder... 48 9.2. FÖRSLAG PÅ EFTERBEHANDLINGSMETOD... 48 9.3. FÖRSLAG PÅ ÅTGÄRDER... 49 9.4. FÖRSLAG PÅ YTTERLIGARE UNDERSÖKNINGAR SAMT KOSTNADER... 49 9.5. UPPSKATTADE KOSTNADER FÖR EN EFTERBEHANDLING... 49 10. REFERENSER... 51 Bilaga 1. Bilaga 2. Bilaga 3. Bilaga 4. Bilaga 5. Bilaga 6. Bilaga 7. Bilaga 8. Provtagningspunkter Analyser fasta prover (avfall/jord/myrmaterial) Analyser vattenprover (ytvatten/grundvatten) Resultat lakförsök XRF-mätningar (avfall/jord/myrmaterial) Provtagningsprotokoll Foton Blankett E: Samlad riskbedömning 6

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 Vegerbols gruvor 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 och ytvatten. 2. HISTORIK OCH TIDIGARE GRUVVERKSAMHET Brytning vid Vegerbols gruvor inleddes 1808 (Wettergren, 1991). Verksamheten var främst inriktad på silver men även brytning av bly förekom. Brytningen lades ner redan efter 8 år, dvs 1816 men återupptogs 30 år senare genom Wermskogs Silfver- och Kopparverk. Brytningen fortgick fram till 1870. Som mest utvanns 438 kg silver på ett år (1848) vid Vegerbol. För bly anges en siffra på 2,2 ton på ett år (1849). Brytningen var under den här tiden ekonomiskt lönsam endast under ett fåtal år. 1905 gjordes ett nytt försök att återuppta verksamheten men ingen lönsamhet uppnåddes. Efter det har SGU utfört diamantborrningar vid gruvorna i Vegerbol (Lundegårdh, 1995). Sammantaget skedde brytning i sex schakt (Lundegårdh, 1995). Dessa var förbundna med varandra i en totalt 285 m långt och 3 m brett dagbrott. Det största brytdjupet uppgick till cirka 60 m under markytan. 3. OMRÅDESBESKRIVNING 3.1. Lokalisering Vegerbols gruvor är belägna cirka 3 km norr om Värmskog, Grums kommun. Gruvorna återfinns i två områden, benämnda Vegerbol västra och östra. Vegerbol östra benämns även Karsbols gruvor. Vegerbol västra är det största området av de två, cirka 300x80 m jämfört med 160x20 m för Vegerbol östra. Gruvorna är belägna på fastigheterna Vegerbol S, Karsbol 1:2 och 1:6. Inga permanentbostäder eller sommarbostäder finns i gruvområdenas omedelbara närhet. Närmsta bebyggelse finns cirka 500 m öster om Vegerbol Östra vid Åsen. Båda områdena är relativt svårtillgängliga. En mindre skogsbilsväg/stig leder till Vegerbol västra. Från västra gruvområdet går en vandringsled (Silverleden) till det östra området. Vegerbol västra är ett kulturminnesskyddat område, inom området finns bland annat husgrunder och terrasser, vilka användes för trädgårdsodling. Skyltar och informationstavlor som beskriver gruvan och dess historik finns uppsatta. 7

Naturen kring Vegerbols gruvor domineras av skogsmark, företrädesvis barrskog, med inslag av sankmarker och bäckar/diken. Odlingsmark återfinns kring Gansbyn, cirka 0,5-1 km nordost om gruvområdet. Tre områden i anslutning till Vegerbol västra, är av Skogsvårdsstyrelsen klassade som nyckelbiotoper (Skogsvårdsstyrelsen, 2003). En lövsumpskog (3,5 ha), en aspskog (0,3 ha) och ett område med lövrik barrnaturskog (0,5 ha). Lövsumpskogen ingår i ett större område som klassas som en sumpskog av typen mosseskog (5 ha). Ett naturvärdesobjekt, en alsumpskog (0,7 ha) återfinns söder om gruvområdet, längs vägen. 3.2. Beskrivning av topografi, geologi och hydrologi 3.2.1. Topografi Vegerbols gruvor är relativt högt belägna, cirka 110 möh, uppe på bergskrön (figur 1). Gruvhålen och avfallet är lokaliserade till dessa berg. Terrängen är kuperad och sluttar i öster ner mot sjön Värmeln, cirka 56 möh. Figur 1. Karta över området kring Vegerbols gruvor. 3.2.2. Geologi Berggrunden vid Vegerbols gruvor utgörs främst av granit och är normalt migmatiserad (Lindh et al., 1998). Gruvorna ingår i den så kallade Arvikaregionen, vilken är komplex och utgörs av bergarter som är typiska för flera andra närliggande områden. Sulfidmineraliseringen ingår i de s k Värmskogsgångarna, vilka löper i öst-västlig riktning (Magnusson, 1973). De vanligaste malmmineralen är silverhaltig blyglans, zinkblände och kopparkis (Lundegårdh, 1995). I Wettergren (1991) anges en silverhalt på 125-300 g/100 kg berg. Förutom dessa har exempelvis järnglans, svavelkis och gediget guld påträffats. Utanför den malmförande zonen domineras gångarna av kvarts (Lundegårdh, 1995). 8

Den malmförande gångens mäktighet uppgår till cirka 1-1,8 m. Hela gången är cirka 3-4 m mäktig. Vegerbols gruvor (västra) Vegerbols gruvor (östra) Rolfsbols silververk Figur 2. Berggrundskartan över området kring Vegerbols gruvor. Från berggrundskartan Värmlands län. 1992. SGU serie Ba 45. Sveriges geologiska undersökning (SGU). Medgivande 30-702/2005. Enligt jordartskartan domineras jordarterna av morän, med inslag av lättare leror och kalt berg (Lundqvist, 1958). Moränen i området är generellt tunn. 3.2.3. Hydrologi Årsmedelnederbörden vid SMHIs station 9226 i Stömne (cirka 8-10 km väster om Vegerbol) under perioden 1961-1990 uppgår till 756 mm (SMHI, 1991). Den nederbördsrikaste månaden är normalt november (85 mm). Vid stationen i Stömne har inte temperatur uppmätts utan årsmedeltemperaturen har därför hämtats från SMHIs station i Arvika (nummer 9240). För perioden 1961-1990 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 300 mm medan årsmedelavdunstningen för perioden 1961-1990, beräknad som differensen mellan nederbörd och avrinning, uppgår till 400-500 mm (SMHI, 1994). 9

Vegerbols gruvor (västra) Vegerbols gruvor (östra) Rolfsbols silververk Figur 3. Jordartskarta över området kring Vegerbols gruvor. Från jordartskartan Värmlands län. 1958. SGU serie Ca 38. Sveriges geologiska undersökning (SGU). Medgivande 30-702/2005. Vegerbol västra är lokaliserat till den sydligaste delen av ett avrinningsområde som är utsträckt i nordsydlig riktning och centrerat runt sjön Rommen (56,7 m.ö.h). Karta över avrinningsområdet presenteras i bilaga 1. Gruvområdet ligger i den högsta, södra delen med höjder upp till 120 m.ö.h. och dräneras mot norr via ett myrområde och ett bäcksystem som rinner ut i den sydöstra delen av Rommen. Avrinningsområdets storlek är 17,8 km 2. Vegerbol östra ligger inom ett annat avrinningsområde som dräneras österut mot Värmeln (56,1 m.ö.h). Avståndet till Värmeln är endast 1 km. 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. 10

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 4 2- + 2Fe 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 3+ + 2H 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 2 + 14Fe 3+ + 8H 2 O 15Fe 2+ + 2SO 4 2- + 16H + 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 3+ + 3H 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 2 + 14H 2 O + 15O 2 4 Fe(OH) 3 + 8SO 4 2- + 16H + 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 2 + 17O 2 + 10H 2 O 4CuSO 4 + 4Fe(OH) 3 + 4H 2 SO 4 11

Ekv. 7 12Cu 5 FeS 4 + 111O 2 + 20 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. 4.2. 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. Ekv. 11 Ekv. 12 Al(OH) 3 + 3H + Al 3+ + 3H 2 O Fe(OH) 3 + 3H + Fe 3+ + 3H 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 3+ + 2H 4 SiO 4 + H 2 O 12

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. 5. TIDIGARE UNDERSÖKNINGAR Vid Vegerbol västra har vattenprovtagningar genomförts vid två tidigare tillfällen, 2000 inom Forskningsprogram VIP (Värmlands Industrimaterial Potential, Bergskolan Filipstad) och hösten 2002 av Länsstyrelsen i Värmlands län. Provtagningen 2000 visade på ett ph på 8 i gruvvattnet och 7,2 i en dräneringsström. En zinkhalt på 484 µg/l uppmättes i gruvvattnet. 2002 provtogs gruvvatten och dikesvatten i anslutning till gruvområdet. ph i dessa prover uppgick till 6,51-6,87. Analysen av ett dikesprov (från områdets västra kant) visade på 56 µg/l kadmium och 7151 µg/l zink. Under 2002 ingick både Vegerbol västra och östra i en MIFO fas 1-inventering utförd av Länsstyrelsen i Värmlands län. Vegerbol västra klassificerades preliminärt i riskklass 1. 13

6. UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR 6.1. Utförande 6.1.1. Provtagning och inventering Inventeringen av avfallen har omfattat avfallens lokalisering inom gruvområdet och mängderna av olika avfallsslag (varp och vaskmull). 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 fyra delområden med varp och fyra med vaskmull. Delområdena består generellt av närbelägna mindre 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. 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. Vid inventeringen av vaskmull har de enskilda avfallshögarna besiktats avseende: Utseende och karaktär. Kornstorleken uppskattades enligt: 14

Ler <0,002 mm Silt 0,002-0,06 mm Finsand 0,06-0,2 mm Mellansand 0,2-0,6 mm Grovsand 0,6-2 mm Färgen på materialet. Utbredning och volym. Vittringsdjup. Provtagning av fast material har utförts på: - Ett stort samlingsprov av avfall för lakförsök och syra-basräkning, - Fem samlingsprover på avfall för syra-basräkning, - Jord och gruvavfall, ytterliggare 20-25 prover, - Ett myrprov nedanför varpbranten, Vegerbol västra. 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. Alla prover har förvarats i plastpåsar. Provtagning av jord och avfall skedde i oktober 2004. I de tre provtagningspunkterna där borrigg har använts, har även grundvattenrör (PEH-rör, 63 mm) installerats, benämnda GV1-GV3. GV3 utgör referensrör. Alla rör är försedda med 1 m filterrör samt lock. Grundvattenrören installerades i oktober 2004. Provtagning av vatten har utförts på: - Dagbrottsvatten, två prover för analys, ett på västra och ett på östra, - Ytvatten, två prover, - Grundvatten, tre prover. Ytvatten i bäckarna provtogs genom att en syradiskad flaska sänktes ner i vattendraget. I en annan flaska samlades vatten för bestämning av ph, konduktivitet och temperatur upp på samma sätt. Dagbrottsvatten togs med hjälp av vattenhämtare (Ruttner). Vattnet filtrerades sedan direkt ner i en syradiskad flaska. Prov för bestämning av ph, konduktivitet och temperatur togs på samma sätt. Provtagning av yt- och dagbrottsvatten skedde i oktober 2004. 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 fält. Alla grundvattenprover har förvarats i syradiskade plastflaskor. Provtagning av grundvatten skedde i november 2004. 6.1.2. Analyser 15

Prover på gruvavfall och jord 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 homogena material, tex vaskmull slammades lite material (cirka 10 g) upp i vatten (cirka 2 cl) och därefter mättes phvärdet. För heterogena material, tex varp och slagg 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 jordprover genom Analytica AB:s paket MG-1 med silver (Ag) som tillägg. 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, Ag, 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 med silver som tillägg omfattande Ca, Fe, K, Mg, Na, S, Si, Ag, 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 med silver som tillägg omfattande Ca, Fe, K, Mg, Na, S, Ag, Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb och Zn. 6.1.3. 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. Oxiderat tillgänglighetstest och skakförsök har utförts på ett stort samlingsprov bestående av avfall från Vegerbol västra. Syra-basräkning har utförts på ovan nämnda stora samlingsprov samt ytterliggare två samlingsprover på varp från Vegerbol västra och tre samlingsprover på varp från Vegerbol östra. 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 16

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 6 prover från Vegerbols gruvor. 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 Tvåstegs skakförsök ger en grov uppskattning av utlakningen på kort sikt. Metoden är föreslagen som europeisk standard, pren 12457-3, 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 koncent- 1 L/S = Liquid/Solid, d.v.s. förhållandet mellan mängden vätska och mängden fast fas. 17

rationer. 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 Vegerbol västra. GV3 installerades söder om gruvområdet som referens. För rörens lägen, se karta i bilaga 1. Grundvattennivån i gruvområdet låg vid undersökningstillfället cirka 3-4 dm under markytan, dvs nära markytan. Sannolikt är marken torr under stora delar av året då gruvområdet till stora delar är beläget på hälleberg. I området där referensröret (GV3) installerades ligger grundvattenytan något djupare, cirka 0,5 m under markytan. 7.2. Inventering av avfall 7.2.1. Resultat Resultaten från inventeringen visar att avfallet ligger i anslutning till de gamla gruvschakten/dagbrotten. Vid Vegerbol östra förekommer varpen huvudsakligen runt den östligaste delen av ett vattenfyllt dagbrott. Dagbrottet kan även följas västerut men utgörs där enbart av mindre skärpningar med begränsad mängd gruvavfall. Öster om och nedanför den östligaste varphögen finns ett plant område med vaskmull. Vid Vegerbol västra förekommer varp spridd över ganska stora områden från den västligaste delen av dagbrottet till den östligaste. Varpen har huvudsakligen lagts upp på nordsidan om den malmförande strukturen. Mindre områden av vaskmull av två olika typer har påträffats, dels en mycket kvartsrik mull som vanligen består av upp til cm-stora kantiga fragment, dels ett mörkgrått sandigt material som innehåller mycket höga metallhalter, bl.a ca 8% Pb, 26,7% Zn och 328 ppm Cd. Ingen växtlighet finns på platsen. De höga metallhalterna antyder att det kan röra sig om slig, dvs råvaran, och inte vaskmull, dvs restprodukten. Blanketter från inventeringen återfinns i bilaga 6. Varpen vid Vegerbol västra delades in i tre delområden. Inventeringen av det första delområdet vid Vegerbol västra visar att varpen främst utgörs av vita och kantiga varpstycken. Kvartsinnehållet är betydande. Styckefallet på varpen bedöms till 60-70 % bestå av fraktionen 40-100 mm och resterande del utgörs av fraktionen 110-140 mm. Sulfidinnehållet är generellt varierande och uppgår för den mindre fraktionen till 1-3 (ingen till hög förekomst) och för den större till 1-2 (ingen till spridd förekomst). Vittringsgraden ligger generellt på 1-2 (opåverkat till mindre vittrat) men enstaka stycken uppvisar en vittringsgrad på 3 (något vittrad). Sulfidinnehållet utgörs främst av pyrit, blyglans, kopparkis och zinkblände. Volymen på varpen uppskattas till 787 m 3 och tonnaget till 1338 ton. Det andra delområdet vid Vegerbol västra utgörs också av vita och kantiga stycken. Styckefallet varierar mellan 40 och 120 mm, de flesta bitarna är mindre än 100 mm. Sulfidinnehållet är generellt obetydligt eller spritt (1-2), enstaka stycken med hög förekomst (3) förekommer. Varpstyckena är lite påverkade av vittring. Vittringsgraden varierar mellan 1 och 2 (opåverkat till 18

mindre vittrat material). Sulfidinnehållet utgörs främst av pyrit, blyglans, kopparkis och zinkblände. Volymen på varpen uppskattas till 4084 m 3 och tonnaget till 6943 ton. Varpen vid det tredje delområdet är generellt relativt lik motsvarande i delområde 2. Varpbitarna är vita och kantiga och styckefallet uppgår till 50-130 mm. Flertalet stycken är mindre än 100 mm. Sulfidinnehållet är generellt obetydligt eller spritt (1-2), enstaka stycken med hög förekomst (3) förekommer. Varpstyckena är lite påverkade av vittring. Vittringsgraden varierar mellan 1 och 2 (opåverkat till mindre vittrat material). Sulfidinnehållet utgörs främst av pyrit, blyglans, kopparkis och zinkblände. Volymen på varpen uppskattas till 1356 m 3 och tonnaget till 2305 ton. Varpen vid det östra området är företrädesvis grå och kantig. Inslag av av bruna och brungula stycken förekommer. Styckefallet för de gråa styckena uppgår till 60-170 mm och för de bruna/brungula till 40-250 mm. Sulfidinnehållet är generellt något högre i de bruna och brungula styckena, 2-3 jämfört med 1-2 för de grå. Även vittringsgraden är generellt något högre för de bruna och brungula styckena. Enstaka stycken uppvisar en vittringsgrad på 4 (vittrat material). Sulfidinnehållet utgörs främst av pyrit, blyglans, kopparkis och zinkblände. Volymen på varpen uppskattas till 681 m 3 och tonnaget till 1158 ton. Den totala volymen varp vid Vegerbols gruvor (västra och östra tillsammans) uppgår till 6908 m 3 och tonnaget till 11744 ton. Tre delområden med vaskmull har inventerats vid Vegerbol västra. I två av delområdena (1 och 2) utgörs vaskmullen av kvartsgrus med kantiga fragment, i vissa fall cm-stora. I det tredje delområdet utgörs vaskmullen av mörkgrå sand. Växtlighet saknas på det området. Om vaskmull kan allmänt sägas att den kan vara svår att utskilja från naturlig mark. Innehållet av kantiga fragment, vilka sannolikt är rester från handskrädning av malm, är dock ett tecken på att det rör sig om just vaskmull. Den totala volymen vaskmull vid Vegerbol västra uppgår till 50 m 3, vilket motsvarar 108 ton. Mest vaskmull finns i delområde 3, cirka 39 m 3. Vid Vegerbol östra har ett område med vaskmull inventerats. Vaskmullen utgörs av en gulbrun lerig silt med en riklig förekomst av 5-10 mm kantiga fragment, i huvudsak bestående av kvarts. Volymen på vaskmullen vid Vegerbol östra har uppskattats till 27 m 3, motsvarande cirka 58 ton. Sammantaget uppgår volymen vaskmull vid Vegerbols gruvor till 77 m 3, vilket motsvarar 166 ton. 7.3. Geokemiska undersökningar 7.3.1. Varp och vaskmull Fullständiga analysprotokoll återfinns i bilaga 2 och provtagningsprotokoll presenteras i bilaga 6. Resultaten från analyserna visar att varpen vid Vegerbol främst utgörs av föreningar med kisel, aluminium, järn, kalium och magnesium (tabell 1). Järninnehållet uppgår till cirka 6,8 % TS. Kalciumhalten är låg i varpen, cirka 0,6 % TS som medelvärde. Flertalet föroreningselement förekommer i mycket höga halter i varpen. Detta gäller främst kadmium cirka 46 mg/kg TS, bly 5760 mg/kg TS och zink 5070 mg/kg TS. Kopparhalten uppgår till cirka 360 mg/kg TS. Noterbart är också halten av silver, drygt 10 mg/kg TS. Arsenikhalten uppgår till cirka 10 mg/kg TS. Svavelhalten uppgår till knappt 9700 mg/kg TS i varpen. 19

I jämförelse med moränen är halterna av tungmetaller i varpen betydligt högre. Kadmiumhalten är exempelvis cirka 620 gånger högre (baserat på högsta värdet) i varpen och blyhalten cirka 780 gånger högre. Tabell 1. Medelhalter och standardavvikelse samt pasta-ph i avfallet vid Vegerbols gruvor. Analyser under detektionsgräns är medräknade som halva detektionsgränsens värde. Feta och kursiverade värden anger halva detektionsgränsens värde. Element Varp Morän Myrprov Vaskmull medel±std.av. medel±std.av. medel±std.av. medel±std.av. (9 prover) (1 prov) (1 prov) (1 prov) [% TS] LOI 2,62±1,82 5,3 89,6 9,2 SiO2 77,4±21,2 65,2 4,48 55,5 Al2O3 7,57±7,02 11,9 1,33 8,47 CaO 0,56±0,522 1,42 1,02 0,336 Fe2O3 6,75±7,11 3,43 0,55 5,44 K2O 1,95±1,64 3,17 0,28 2,41 MgO 1,26±1,67 0,743 0,1 1,27 MnO 0,28±0,43 0,054 0,01 0,059 Na2O 0,06±0,055 2,94 0,16 0,379 P2O5 0,13±0,13 0,158 0,16 0,101 TiO2 0,61±0,825 0,429 0,06 0,38 [mg/kg TS] Ag 10,3±5,59 0,04 0,13 97,5 As 10,2±9,42 1,19 2,39 18,5 Ba 205±186 719 246 304 Be 1,42±1,14 1,48 0,3 2,07 Cd 45,6±34,5 0,129 19,3 328 Co 13,1±12,2 3,75 1,95 14,3 Cr 40,7±28,0 62,4 19,8 41,9 Cu 364±236 10,9 13,1 1680 Hg 0,063±0,030 0,02 0,14 1,7 La 8,79±6,53 3 11,7 14,5 Mo 3 3 3 3 Nb 6,10±5,00 7,11 3 3 Ni 15,7±13,4 6,61 5,93 15,4 Pb 5758±5496 14,4 60,4 80700 S 9660±5769 167 2870 32700 Sc 7,99±9,57 5,79 1,59 5,97 Sn 10 10 10 10 Sr 7,74±4,29 175 55,4 32,8 V 68,8±84,1 42,6 7,55 50,8 W 30 30 30 30 Y 15,4±16,7 13,4 7,45 15,6 Zn 5068±3282 32,1 2650 26700 Zr 111±106 232 7,44 122 Pasta-pH (6 prover) - - - 6,75±0,25 20

Moränen i området utgörs främst av föreningar med kisel, aluminium, järn, kalium och natrium. Halterna av tungmetaller och spårelement är generellt låg. Även provet på myrmaterial uppvisar låga halter av tungmetaller och verkar således inte vara speciellt påverkad av gruvdriften i området. Vaskmullen vid Vegerbol Västra karaktäriseras av ett lägre innehåll av kisel än varpen. Halterna av övriga huvudelement är likartad. Vaskmullen uppvisar betydligt högre halter av vissa tungmetaller och spårelement än varpen. Detta gäller exempelvis silver knappt 98 mg/kg TS, arsenik 18,5 mg/kg TS, kadmium cirka 330 mg/kg TS, koppar 1680 mg/kg TS, kvicksilver 1,7 mg/kg TS, bly 80700 mg/kg TS och zink 26700 mg/kg TS. De höga halterna av tungmetaller i vaskmullen visar att det snarare rör sig om slig och inte vaskmull. Även svavelhalten är klart högre i vaskmulllen/sligen än i varpen, 32700 mg/kg TS. I jämförelse med moränen i området är halterna av tungmetaller och spårelement i flera fall betydligt högre i vaskmullen. Detta gäller till exempel kadmium och bly, där halterna i vaskmullen är cirka 2500 respektive 5600 gånger högre. Mätningarna av pasta-ph visar att varpen håller ett relativt neutralt ph, cirka 6,8. I tabell 2 presenteras medel-, median-, max- och min-värden och standardavvikelse för koppar, bly och zink från XRF-mätningar på varp, vaskmull, morän, myrmaterial och referensmorän vid Vegerbol västra och östra. Samtliga XRF-mätningar presenteras i bilaga 5. Resultaten visar att varpen innehåller höga halter av bly och zink, i likhet med motsvarande från laboratorieanalyserna. Även kopparinnehållet är betydande. Detsamma gäller även vaskmullen. I två av proverna på vaskmull från Vegerbol Västra har även kvicksilver i relativt höga halter uppmäts. En förekomst av kvicksilver indikeras av laboratorieanalysen. Höga halter av arsenik har även uppmäts i proverna på varp och vaskmull. Laboratorieanalyserna visar inte på lika höga halter. Anledningen till att XRF:en visar höga arsenikhalter är sannolikt på grund av de mycket höga blyhalterna. Extrema blyhalter leder till interferens där instrumentet felaktigt tolkar blyhalterna som arsenikhalter. Proverna på morän och myrmaterial uppvisar låga tungmetallhalter, vilket stämmer väl med laboratorieanalyserna. Tabell 2. Resultat XRF-mätningar för koppar, bly och zink på avfall från Vegerbols gruvor. Kolumn 2-6 visar resultat från Vegerbol västra och kolumn 7-8 (gråskuggade) från Vegerbol östra. Värden anges i ppm. Cu Vegerbol västra Vegerbol östra Varp Myr Morän Ref. Vaskmull Varp Vaskmull (21 mätn) (3 mätn) (12 mätn) (3 mätn) (12 mätn.) (15 mätn) (6 mätn) Antal värden över det.gräns 8 0 4 0 12 7 6 Medel 739-173,2-1589 494 368 Std.av. 681-40,4-445 345 75,8 Median 568-161 - 1654 314 359 Maxvärde 2389-232 - 2360 1130 464 Minvärde 283-140 - 789 225 296 21

Pb Vegerbol västra Vegerbol östra Varp Myr Morän Ref. Vaskmull Varp Vaskmull (21 mätn) (3 mätn) (12 mätn) (3 mätn) (12 mätn.) (15 mätn) (6 mätn) Antal värden över det.gräns 20 2 5 1 12 15 6 Medel 2511 18,9 255 73,2 20569 2052 7534 Std.av. 5632 4,81 201-13954 869 803 Median 649 18,9 342 73,2 14822 1989 7472 Maxvärde 24794 22,3 446 73,2 41984 3798 8518 Minvärde 156 15,5 36,5 73,2 7526 861 6528 Zn Vegerbol västra Vegerbol östra Varp Myr Morän Ref. Vaskmull Varp Vaskmull (21 mätn) (3 mätn) (12 mätn) (3 mätn) (12 mätn.) (15 mätn) (6 mätn) Antal värden över det.gräns 20 3 10 2 12 15 6 Medel 3374 411 694 66,7 17319 4339 1506 Std.av. 7125 18,1 938 1,20 4309 6620 228 Median 458 421 317 66,7 16640 2149 1430 Maxvärde 29082 422 3269 67,5 25600 26778 1939 Minvärde 81,3 390 58,7 65,8 11494 711 1340 I tabell 3 redovisas totalhalter i ett ovittrat respektive vittrat samlingsprov med varp från Vegerbol östra. 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 på laboratorium. På grund av det höga kvartsinnehållet i varpen vid Vegerbol västra har motsvarande provtagning inte varit genomförbar där. Tabell 3. Totalhalter för ovittrat och vittrat avfall vid Vegerbol östra. 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 45,1 45,7 Cr 89,9 85,9 Al2O3 17 17 Cu 421 243 CaO 1,29 1,21 Hg 0,02 0,02 Fe2O3 18,8 18,9 La 14,1 17,9 K2O 3,48 3,5 Mo 3 3 MgO 4,13 4,02 Nb 14,8 14 MnO 1,05 1,02 Ni 38,7 38,2 Na2O 0,025 0,025 Pb 2670 2190 P2O5 0,356 0,339 S 4820 11700 TiO2 2,03 2,01 Sc 23,7 24,1 [mg/kg TS] Sn 10 10 Ag 4,97 5,15 Sr 10,4 10,8 As 11,1 32 V 211 209 Ba 191 226 W 30 30 Be 2,91 2,91 Y 41,7 41,3 Cd 38,8 16,9 Zn 6860 2860 Co 32 36,1 Zr 246 241 Det vittrade provet uppvisar generellt högre halter än det ovittrade. Svavel- och arsenikhalterna är högre i det vittrade provet än i det ovittrade, vilket sannolikt beror på svårigheter vid prov- 22

tagningen. De sulfidbundna elementen kadmium, koppar, bly och zink uppvisar dock högre halter i den ovittrade varpen. För att konstruera vittringsdiagram och utföra massförändringsberäkningar krävs att något immobilt element, titan eller zirkonium uppvisar en anrikning i den vittrade varpen. Nästan all zirkonium i kiselrika bergarter föreligger i mineralet zirkon, ZrSiO 4 (Watson & Harrison, 1983), som är resistent mot lågtemperaturvittring (Nickel, 1973). Eftersom kravet på anrikning av zirkonium eller titan inte är uppfyllt kan inga vittringsberäkningar utföras. 7.3.2. Ytvatten och gruvvatten Analyserade halter av silver, kadmium, koppar, bly, zink, svavel och järn i gruv- och bäckvatten redovisas i figur 4. Fullständiga analysprotokoll återfinns i bilaga 3 och provtagningsprotokoll redovisas i bilaga 6. För punkternas lägen, se bilaga 1. Silverhalterna i ytvattnet är under detektionsgräns (0,05 µg/l) i samtliga prover utom ett, gruvvatten Vegerbol östra. Halten uppgår där till drygt 0,06 µg/l. I figur 4 redovisas halter under detektionsgräns som halva detektionsgränsens värde, dvs 0,025 µg/l för silver. Kadmiumhalterna i gruvvattnet (90-100 µg/l) klassas som mycket höga (>1,5 µg/l) enligt Naturvårdsverkets bedömningsgrunder för miljökvalitet (Naturvårdsverket, 1999a). Även bäcken vid Vegerbol västra innehåller mycket höga kadmiumhalter, 5,7 µg/l. I bäcken mellan västra och östra området (Bäck öster om gruvbäcken) är halterna låga, 0,03 µg/l. De höga kadmiumhalterna i vattnet härrör sannolikt från det kadmiuminnehållande zinkbländet, som förekommer i Värmskogstrakten. Även halterna av bly och zink klassas som mycket höga (>15 µg/l och >300 µg/l för bly respektive zink) i gruvvattnet vid Vegerbol. Halterna av bly uppgår till 153 µg/l vid Vegerbol västra och 73 µg/l vid östra gruvan. Zinkhalterna uppgår till 15800 respektive 10400 µg/l. Även bäcken vid Vegerbol västra innehåller mycket höga zinkhalter, 1560 µg/l. Blyhalterna i bäcken klassas som höga (3-15 µg/l). I den östra bäcken är bly- och zinkhalterna låga. Halterna av koppar är mycket höga i vattnet från gruvan vid Vegerbol östra, 126 µg/l medan motsvarande vid Vegerbol västra är drygt 24 µg/l (hög halt). Båda bäckarna i området uppvisar låga kopparhalter. Arsenik och kvicksilver förekommer generellt inte i detekterbara halter i ytvattnet vid Vegerbol. Kromhalterna ligger mellan 0,03 och 0,3 µg/l och nickelhalterna mellan 0,7 och 4 µg/l, vilket i båda fallen motsvarar låga halter enligt Naturvårdsverkets klassning. 23