Arsenik i fyllnadsmassor och grundvatten (saneringsområdet Surte 2:38)

UNIVERSITY OF GOTHENBURG Department of Earth Sciences Geovetarcentrum/Earth Science Centre Arsenik i fyllnadsmassor och grundvatten (saneringsområdet Surte 2:38) Ann-Sofie Lindberg ISSN 1400-3821 B659 Bachelor of Science thesis Göteborg 2012 Mailing address Address Telephone Telefax Geovetarcentrum Geovetarcentrum Geovetarcentrum 031-786 19 56 031-786 19 86 Göteborg University S 405 30 Göteborg Guldhedsgatan 5A S-405 30 Göteborg SWEDEN

Abstract In the remediation area Surte 2:38 along the Göta älv River elevated levels of arsenic occur. From the area, a number of soil- and groundwater samples have been collected and analyzed in the laboratory with respect to arsenic. The primarily aim of the study is to give possible factors affecting the adsorption and mobility of arsenic and to investigate how arsenic concentrations vary depending on particle size and method of analysis. Potential anthropogenic sources for arsenic include impregnated wood, waste products from coal combustion, and antifouling paints. Arsenic occurs most often as negatively charged ions in soil and groundwater and the solubility and thus the mobility of the element increases in a reducing environment with high ph. In most soil environments arsenic concentrations are lower in the groundwater than in the surrounding soil, which is because arsenic often is tightly bounded to soil particles. In particular, iron- and manganese hydroxides have a high capacity to adsorb arsenic. Of the collected samples half were sent to ALS laboratory in Luleå for metal analysis and ph determination. The remaining samples were analyzed in the laboratory at the Department of Earth Science, Gothenburg University. The groundwater samples were analyzed by ICP-AES and ICP-MS. The soil samples were analyzed with XRF and by ICP-SFMS and ICP-MS. All arsenic concentrations in the groundwater were lower than the guideline value for arsenic in drinking water. High concentrations of arsenic were measured in soil at two of a total of three sampling stations. The highest concentration of arsenic in soil was 160 mg/kg DM (dry matter), which is six times higher than the limit for MKM (less sensitive land use). In the decontamination area is arsenic probably predominantly particlebounded as low arsenic concentrations occur in groundwater. One result of this report indicates a good correlation between arsenic concentrations in soil and arsenic concentrations in groundwater. It also seems to be a good correlation between arsenic concentrations measured by XRF and arsenic concentrations measured by ICP-SFMS. Analyses by XRF and analysis with ICP-SFMS/ICP-MS generally give metal concentrations in the same order of magnitude. To investigate whether arsenic is concentrated mainly to clay or to silt, more samples need to be collected and analyzed. Probably there is a migration of arsenic with the groundwater into the Göta älv River. The spreading probably occurs faster than the theoretical calculated flow velocity of the groundwater. An estimation, the annually transport of arsenic down to the Göta älv River by groundwater runoff from this area is about 50 gram. Keywords: Arsenic, soil, groundwater, adsorption, silt, clay, spreading, Surte 2:38, Göta älv River

Sammanfattning Inom saneringsområdet Surte 2:38 utmed Göta älv förekommer förhöjda halter av arsenik. Från området har ett antal jord- och grundvattenprover samlats in och analyserats i labb med avseende på arsenik. Syftet med studien är främst att redogöra för möjliga faktorer som påverkar adsorptionen och mobiliteten av arsenik samt att utreda hur arsenikhalterna varierar beroende av kornstorlek och analysmetod. Möjliga antropogena källor för arsenik är impregnerat virke, slaggprodukter från kolförbränning och båtbottenfärger. Arsenik förekommer oftast som negativt laddade joner i mark och grundvatten och lösligheten och därmed mobiliteten av ämnet ökar i en reducerande miljö med ett högt ph. I de flesta markmiljöer är arsenikhalterna lägre i grundvattnet än i omgivande jord, vilket beror på att arseniken ofta är hårt bunden till markpartiklar. Framför allt järn- och manganhydroxider har stor förmåga att adsorbera arsenik. Av de insamlade proverna skickades hälften till ALS laboratorium i Luleå för metallanalys och bestämning av ph. Resterande prov analyserades i labb vid institutionen för geovetenskaper vid Göteborgs universitet. Grundvattenproverna analyserades med ICP-AES och ICP-SFMS. Jordproverna analyserades med XRF samt med ICP-SFMS och ICP-MS. Samtliga arsenikhalter i grundvattnet var lägre än riktvärdet för arsenik i dricksvatten. Höga arsenikhalter uppmättes i jord vid två av sammanlagt tre provtagningsstationer. Den högsta arsenikhalten i jord var 160 mg/kg TS (torrsubstans), vilket är sex gånger högre än gränsvärdet för MKM (mindre känslig markanvändning). Inom saneringsområdet är arseniken troligtvis främst partikelbunden eftersom låga arsenikhalter förekommer i grundvattnet. Ett resultat i denna rapport tyder på en god korrelation mellan arsenikhalter i jord och arsenikhalter i grundvatten. Det verkar även finnas en god korrelation mellan arsenikhalter uppmätta med XRF och arsenikhalter uppmätta med ICP-SFMS. Analys med XRF och analys med ICP-SFMS/ICP-MS ger generellt metallhalter i samma storleksordning. För att utreda om arsenik koncentreras främst till ler eller till silt behöver fler jordprover samlas in och analyseras. Sannolikt sker en spridning av arsenik med grundvattnet ut i Göta älv. Spridning sker troligtvis snabbare än den teoretiskt beräknade flödeshastigheten för grundvattnet. Uppskattningsvis transporteras årligen omkring 50 gram arsenik till Göta älv genom grundvattenavrinning. Nyckelord: Arsenik, jord, grundvatten, adsorption, silt, ler, spridning, Surte 2:38, Göta älv

Innehåll 1. Inledning... 1 1.1 Projektets bakgrund... 1 1.2 Syfte, frågeställningar och avgränsningar... 1 2. Bakgrund... 2 2.1. Sanering av Surte 2:38... 2 2.1.1. Områdesbeskrivning... 2 2.1.2. Fyllnadsmassor och föroreningar... 3 2.1.3. Stratigrafi, hydrogeologiska och hydrologiska förhållanden... 3 2.1.4. Föroreningsspridning till Göta älv... 5 2.2. Kemiska processer i mark- och grundvatten... 5 2.2.1. ph, oxidation och reduktion... 5 2.2.2. Adsorption... 5 2.3. Arsenik... 6 2.3.1. Naturlig förekomst och antropogena källor för arsenik... 6 2.3.2. Generella riktvärden för arsenik... 7 2.3.3. Kemiska egenskaper hos arsenik... 7 2.3.4. Arsenik i jord... 7 2.3.5. Arsenik i grundvatten... 8 3. Metod... 9 3.1. Fältmetodik... 9 3.1.1. Provtagning av grundvatten... 10 3.1.2. Provtagning av jord... 10 3.1.3. Mätning av grundvattennivån och infiltration... 10 3.2. Labbmetodik analys vid ALS laboratorium... 10 3.2.1. Grundvattenprover... 10 3.2.2. Jordprover... 10 3.3. Labbmetodik analys vid institutionen för geovetenskaper... 11 3.3.1. Grundvattenprover filtrering och spädning innan metallanalys... 11 3.3.2. Jordprover metallanalys med XRF... 11 3.3.3. Jordprover vattenhalt och glödgningsförlust... 11 3.3.4. Jordprover kornstorleksanalys material > 63 µm... 11 3.3.5. Jordprover kornstorleksanalys material < 63 µm... 12

3.3.6. Jordprover separation av ler och silt... 12 3.3.7. Lakning och metallanalys... 12 3.3.8. Flödesberäkningar... 12 4. Resultat... 13 4.1. Fältobservationer... 13 4.2. Grundvatten... 13 4.2.1. Metallanalys... 13 4.2.2 Grundvattennivå... 14 4.2.3. Grundvattenströmning och spridning av arsenik... 14 4.3. Jord... 14 4.3.1. Vattenhalt och glödgningsförlust... 14 4.3.2. Kornstorleksanalys... 15 4.3.3. Separation av ler och silt... 16 4.3.4. Metallanalys... 16 4.3.5. Okulär beskrivning... 18 4.3.6. Korrelation och normalisering... 18 5. Diskussion... 20 5.1. Variationer i arsenikhalter beroende av analysmetodik... 20 5.2. Arsenik i silt och ler... 21 5.3. Arsenik i jord och grundvatten... 22 5.4. Spridning av arsenik till Göta älv genom grundvattenavrinning... 22 6. Felkällor... 24 7. Fortsatta studier... 24 8. Slutsatser... 24 9. Tack... 25 10. Referenser... 26 Bilaga 1.... 28 Bilaga 2.... 31

1. Inledning 1.1 Projektets bakgrund Förhöjda halter av arsenik kan förekomma i mark och grundvatten som en konsekvens av antropogen verksamhet (Selinus, 2010). Vissa former av arsenik är mycket giftiga och ämnet kan därför vara skadligt både för människan och för miljön. Surte 2:38 är ett område utmed Göta älv i Ale kommun där förhöjda halter av arsenik och andra föroreningar förekommer (Ale kommun, 2011). För närvarande pågår ett omfattande saneringsarbete för att rena marken från föroreningar. I studien har ett antal jord- och grundvattenprover samlats in från området. Studien har genomförts med handledning från institutionen för geovetenskaper vid Göteborgs universitet och från teknikkonsultföretaget COWI, vilka fungerar som miljökontrollanter vid saneringen av Surte 2:38. 1.2 Syfte, frågeställningar och avgränsningar Studien syftar till att utvärdera arsenikhalterna i ett antal jord- och grundvattenprover insamlade från saneringsområdet Surte 2:38. Vidare innefattar studien att redogöra för möjliga faktorer och förhållanden som påverkar adsorptionen och mobiliteten av arsenik samt att utreda hur arsenikhalterna varierar beroende av analysmetod och kornstorlek. Litteraturstudier, fält- och labbarbete ligger till grund för rapporten. Innan arbetet startade gjordes en riskbedömning för att utreda om skyddsåtgärder behövde vidtas vid labbarbete med förorenade jordmassor (bilaga 1). Studien avgränsas genom att frågeställningarna fokuserar kring arsenik. De föroreningar som i övrigt förekommer inom saneringsområdet kommer att nämnas i rapporten, men utan djupare diskussion. Rapporten strävar efter att besvara och diskutera kring följande frågor: Vilka antropogena källor kan förklara förhöjda arsenikhalter i de insamlade proverna? Finns det en skillnad i arsenikhalt mellan jordproverna? Finns det en skillnad i arsenikhalt mellan grundvattenproverna? Ger analys med XRF och ICP-SFMS/ICP-MS olika arsenikhalter? Vilka faktorer påverkar adsorptionen och mobiliteten av arsenik i jord och grundvatten? Koncentreras arsenik främst till ler eller till silt? Finns det en korrelation mellan de insamlade jord- och grundvattenproverna med avseende på arsenikhalt? Förekommer det en spridning av arsenik till Göta älv genom grundvattenavrinning? Hur stor mängd arsenik sprids årligen från saneringsområdet genom grundvattenavrinning ut i Göta älv? 1

2. Bakgrund 2.1. Sanering av Surte 2:38 I mars 2011 påbörjades ett omfattande saneringsarbete av Surte 2:38 i Ale kommun och fastigheten beräknas vara färdigsanerad våren 2013 (Blechingberg, 2011). Föroreningssituationen är allvarlig och tidigare undersökningar visar på förhöjda halter av tungmetaller och gamla oljerester i både mark och grundvatten (SWECO VIAK, 2007a). Området beräknas vara förorenat med omkring fyra ton arsenik och sammanlagt planeras drygt 70 000 ton jordmassor att schaktas bort (Ale kommun, 2011). Föroreningarna kan kopplas till den varvsindustri som bedrevs utmed Göta älv under 1930-talet och fram till mitten av 1960-talet (Blechingberg, 2011). Under den tiden fanns inga lagar som reglerade var man fick lägga utfyllnadsmaterial och avfallet hamnade därmed i nära anslutning till de industrier som fanns utmed älven. 2.1.1. Områdesbeskrivning Saneringsområdet Surte 2:38 ligger längs med Göta älv mellan orterna Surte och Bohus, omkring 16 kilometer norr om Göteborg (figur 1) (SWECO VIAK, 2007a). Västerut begränsas området av älven och österut sträcker sig järnvägen och riksväg 45, som i sin tur gränsar till bostäder och berg. Norr om saneringsområdet finns en småbåtshamn och bortanför den ligger EKA Chemicals och Jordfallsbron. Direkt söderut är marken bevuxen med vass och därefter återfinns Surte industriområde. Det förorenade området sträcker sig omkring 500 meter längs med älvens östra strandkant och bredden varierar mellan 50 och 130 meter. Inom saneringsområdet är marken till viss del bevuxen med vass, sly och träd. Innan saneringsarbetet påbörjades fanns det byggnader i området, vilka har använts av bland annat Surte motorbåtsklubb. Figur 1. Saneringsområdet Surte 2:38 ligger omkring 16 km norr om Göteborg och är markerat med den röda cirkeln i figuren. 2

2.1.2. Fyllnadsmassor och föroreningar Utfyllnad av Surte 2:38 pågick under cirka 30 år och fyllnadsmassorna har en volym på omkring 75 000 m 3 (SWECO VIAK, 2007b). Mäktigheten hos massorna varierar normalt mellan 0,5 och 2,5 meter (SWECO VIAK, 2007a). Utfyllnaden startade längs älvens östra strandkant och utökades mot väster. Fyllnadsmassorna består främst av restprodukter från de varv som fanns utmed Göta älv och massorna innehåller bland annat skrot, virke, betong, glas, slaggprodukter samt oljerester. Lera, sand och grus är vanligtvis uppblandat med avfallet och de högsta föroreningshalterna förekommer normalt något djupare ner i marken. Förutom oljerester finns det en stor mängd metaller i avfallet med förhöjda halter av bland annat arsenik, bly, kvicksilver, koppar och zink. Halterna varierar dock kraftigt inom området. Generellt sett förekommer låga metallhalter i grundvattnet inom området. 2.1.3. Stratigrafi, hydrogeologiska och hydrologiska förhållanden Enligt SGU:s jordartskartering förekommer främst postglacial lera inom Surte 2:38. I ytterkanten norr och söder om saneringsområdet visar jordartskartan även älvsediment med ler och silt (figur 2 och 3). Vidare framgår av tidigare studier där grävningar och borrningar genomförts att gyttja finns ytligt i marken (SWECO VIAK, 2007b). Den naturligt avsatta leran har en mäktighet på upp till 50 meter och överlagras av de förorenade fyllnadsmassorna. Under leran påträffas berg som även går i dagen öster och väster om Göta älvs dalgång. Marknivån inom området varierar mellan cirka 10 och 12 meter över havet och marken lutar generellt i öst-västlig riktning, vilket ger en grundvattenströmning ner mot Göta älv (SWECO VIAK, 2007a). Strömningsriktningen kan dock skifta på grund av dräneringar i marken. Under 2006 varierade grundvattennivån mellan + 0,1 och -0,7 meter relativt markytan, vilket leder till att grundvatten ofta genomströmmar fyllnadsmassorna (SWECO VIAK, 2007a). Grundvattenbildningen inom området är omkring 300 mm eller 15 000 m 3 per år och samma mängd beräknas läcka ut till älven (SWECO VIAK, 2007b). Årsnederbörden inom området är cirka 900 mm och under perioder med kraftig nederbörd kan delar av området översvämmas. 3

Figur 2: Jordartskarta från Sveriges Geologiska Undersökning (SGU, 2011a). Saneringsområdet är markerat med den svarta rektangeln i mitten av kartan. Den naturliga jordlagerföljden i området utgörs främst av postglacial lera som överlagrar berggrund. Figur 3. Del av jordartskarta (SGU, 2011a). Den svarta rektangeln markerar de ungefärliga gränserna för saneringsområdet. Inom området förekommer främst postglacial lera och älvssediment med ler och silt. Se figur 2 för legend över jordarter. 4

2.1.4. Föroreningsspridning till Göta älv Surte 2:38 gränsar till Göta älv som är en viktig källa för Göteborgs vattenförsörjning, både för dricksvatten och för industriverksamhet (SWECO VIAK, 2007a). Göta älvdalen utgörs till stor del av finsediment, vilket gör området extra känsligt för skred. Om förorenade jordmassor skredar ut i älven kan det medföra stora skador på vattenmiljön. Det finns även en risk att föroreningar når Göta älv genom transport med grundvattnet. I takt med att vattenståndet i älven naturligt fluktuerar kommer grundvattennivån att skifta (SWECO VIAK, 2007b). En konsekvens blir att vatten kommer att strömma in i och ut ur fyllnadsmassorna. En periodvis större vattenomsättning gör att urlakningen ökar och därmed kan metallföroreningar transporteras ut i älven. Det är också möjligt att metaller sprids till älven genom partikelbunden transport. Troligtvis sprids dock en större mängd föroreningar ut i älven genom erosion av älvens östra strandkant jämfört med den transport som sker med grundvattnet (SWECO VIAK, 2007b). 2.2. Kemiska processer i mark- och grundvatten I mark och vatten kan metaller förekomma som joner med varierande oxidationstal (McLean & Bledsoe, 1992). ph och redoxförhållanden är två viktiga faktorer som bestämmer i vilken form och med vilket oxidationstal en metall uppträder. Vidare är adsorption en avgörande mekanism som reglerar ett ämnes mobilitet. Metaller som finns i jorden kan antingen förekomma som fria joner eller bilda komplex med organiska eller oorganiska partiklar. 2.2.1. ph, oxidation och reduktion ph kan definieras som hur många vätejoner eller protoner som finns i en lösning (Fetter, 1999). Om det i en lösning finns ett överskott av H + - joner i förhållande till OH - - joner är lösningen sur. Vid det omvända förhållandet är lösningen basisk. ph kan variera mellan 0 och 14, där 7 anger ett neutralt förhållande och det finns då lika många H + - joner som OH - - joner i lösningen. Oxidation innebär att ämne avger elektroner, medan reduktion innebär att ett ämne tar upp elektroner (Fetter, 1999). Om ett ämne oxideras sker det samtidigt en reduktion av ett annat ämne. Den kemiska reaktion som sker förkortas redox. Den storhet som används för att mäta drivkraften hos en redoxreaktion är Eh och kan förklaras som den elektriska spänningsskillnaden (Naturvårdsverket, 2006). Eh mäts i volt och ett positivt mätvärde betyder att reaktionen är oxiderande, medan ett negativ mätvärde betyder att reaktionen är reducerande (Fetter, 1994). Oxiderande förhållanden indikerar en väl syresatt miljö och förekommer normalt i en väldränerad jord, medan reducerande förhållanden indikerar en ickesyresatt miljö (McLean & Bledsoe, 1992). En reducerande miljö kan till exempel bildas då jorden är vattenmättad eller om det finns mycket organiskt material i jorden. En ändring i redoxmiljön kan vidare ha stor inverkan på ett ämnes frigörelse och mobilisering (Naturvårdsverket, 2006). 2.2.2. Adsorption Adsorption innebär att ett ämne som befinner sig i löst tillstånd binder till en yta hos ett fast ämne (Fetter, 1999). Enligt Fetter (1999) kan negativt laddade joner binda till järn- och aluminiumoxiders positiva ytladdningar. Även lermineral har en viss förmåga att binda 5

negativa joner (McLean & Bledsoe, 1992). McLean och Bledsoe (1992) skriver att adsorption av negativt laddade metalljoner regleras av ph och redoxpotential. Då ph bestämmer laddningen hos en markpartikel är detta en viktig styrande faktor för ett ämnes adsorptionsförmåga. Den största adsorptionen av negativt laddade joner sker vid låga ph (Naturvårdsverket, 2006). En effekt av adsorption är att lösta metaller transporteras långsammare genom marken jämfört med det grundvatten som de befinner sig i. Detta kan förklaras med att laddade markpartiklar har en förmåga att binda de lösta metalljonerna. Om en förändring i miljön sker kan dock metalljonerna lösas upp igen och ge förhöjda halter i grundvattnet. 2.3. Arsenik 2.3.1. Naturlig förekomst och antropogena källor för arsenik I berggrunden finns en naturlig förekomst av arsenik och arsenikhalter mellan 1 och 40 mg/kg är vanligtvis uppmätta i olika jord- och bergarter (Aastrup, Cato, Ek, & Selinus, 2005). I jord är den genomsnittliga arsenikhalten normalt 7,2 mg/kg. Arsenik associeras bland annat med fosfater och kolhaltiga skiffrar, som till exempel alunskiffer. Även järnrika oxidmineral har en stark förmåga att binda arsenik (Smedley & Kinniburgh, 2002). Förhöjda halter av arsenik kan förekomma i marken som följd av antropogen verksamhet (Aastrup et al., 2005). Trävaruindustrin och glasindustrin är exempel på branscher som tidigare använt arsenik för sin verksamhet (figur 4). Arsenik har även använts i båtbottenfärger (Länsstyrelsen, 2008). Figur 4: Under 2001 var användningen av arsenik störst inom trävaruindustrin. Efter 2007 upphörde all användning av arsenik som impregneringsmedel av trä samt som råvara vid glastillverkning. Observera att diagrammen inte illustrerar det faktiska mängdförhållandet av arsenikanvändning. Vid 2007 hade nyttjandet av mängden arsenik minskat med tio gånger i förhållande till 2001 (Kemikalieinspektionen, 2011). Sverige har tidigare i stor utsträckning använt arsenikoxid som impregneringsmedel inom trävaruindustrin. Verksamheten har därför varit en stor källa för spridning och förhöjda halter av arsenik i markmiljön. Arsenikbehandlat virke klassas som farligt avfall och måste därför tas om hand i speciella förbränningsanläggningar eftersom arsenik inte förstörs vid vanlig förbränning (Kemikalieinspektionen, 2011). Från det impregnerade virket kan arsenik lakas ut i jorden med halter som överstiger 100 mg/kg (Aastrup et al., 2005). Sedan år 1900 har 14500 ton arsenik tillförts miljön genom trävaruindustrin. Även glasindustrin har medfört förhöjda halter av arsenik i miljön. Ett exempel är den glasbruksverksamhet som bedrevs vid Surte glasbruk mellan åren 1862 och 1978 (Envipro Miljöteknik, 2006). Området fylldes ut med massor som var uppblandade med glaskross, till vilket arsenik fanns hårt bundet. Inom glasbruksområdet förekom även förbränning av kol och slaggprodukter från verksamheten har hittats längs med Göta älv (SWECO VIAK, 2007a). 6

2.3.2. Generella riktvärden för arsenik Naturvårdsverket har upprättat generella riktvärden för förorenad mark. För arsenik är det generella riktvärdet för känslig markanvändning (KM) 10 mg/kg TS (Naturvårdsverket, 2009). För mindre känslig markanvändning (MKM) är riktvärdet 25 mg/kg TS. Riktvärdena har tagits fram utifrån vilken typ av aktivitet som förväntas förekomma inom markområdet (Naturvårdsverket, 2009). För KM räknar man med att alla människor (barn, vuxna och äldre) ska kunna vistas inom området en hel livstid utan att utsättas för hälsoskadlig exponering. Det finns även ett skydd för markmiljön, grund- och ytvatten. För MKM är skyddet av markmiljön mer begränsad och grundvatten skyddas på ett avstånd 200 meter nedströms. De aktiviteter som förekommer i området är begränsade till kontor, industrier eller vägar och personer vistas i området endast tillfälligt. Gränsvärdet för arsenik i dricksvatten är 10 µg/l (Aastrup et al., 2005). 2.3.3. Kemiska egenskaper hos arsenik Arsenik skiljer sig från många andra metaller genom att arsenikjonerna oftast förekommer som negativt laddade föreningar (Aastrup et al., 2005). Vidare ökar lösligheten hos arsenik under ph-höjande förhållanden, medan lösligheten hos de flesta andra tungmetaller minskar vid ökat ph. Arsenik är ett grundämne som har både metalliska och icke-metalliska egenskaper och benämns därför som halvmetall. Arsenik tillhör grupp 15 i det periodiska systemet och har atomnummer 33. Möjliga oxidationstal för arsenik är: -3, 0, +3 och +5. En mängd olika former av arsenik förekommer och ämnet kan bilda både organiska och oorganiska föreningar. De oorganiska arsenikföreningarna är i regel mer giftiga jämfört med de organiska. Giftigheten hos arsenik kan bland annat förklaras av dess likhet med näringsämnet fosfat (Selinus, 2010). Genom att arsenik kan ta sig in i cellen med fosfattransportörer blir resultatet att cellen dör. Vid en lång tids exponering av arsenik kan även cancer framkallas. 2.3.4. Arsenik i jord Arsenik adsorberas framför allt till lermineral, metallhydroxider samt organiskt material (Aastrup et al., 2005). De metallhydroxider med störst förmåga att binda arsenik är järn-, mangan- och aluminiumhydroxider. Arsenik sitter ofta bundet till markpartiklar vilket innebär att arsenikhalterna i mark- och grundvatten normalt är lägre än i omgivande jord. Beroende av ph och redoxförhållanden i marken förekommer arsenikjonen med olika oxidationstal. Under oxiderande förhållanden bildar den femvärda arsenikjonen tillsammans med syre arsenat (AsO 4 3- ), vilken även är den mest förekommande arsenikjonen under syrgasrika förhållanden. Under reducerande förhållanden bildar den trevärda arsenikjonen tillsammans med syre den mer toxiska jonen arsenit (AsO 3 3- ). Arsenat adsorberas starkt till järn- och aluminiumoxider vid ph < 8 (Naturvårdsverket, 2006). Arsenit adsorberas främst vid ph > 7, men binder svagare till oxider jämfört med arsenat. Mobiliteten hos arsenik beror till stor del på om miljön är oxiderande eller reducerande (Fetter, 1999). Vidare ökar risken för transport av arsenik vid höga ph (> 8,5). En annan avgörande faktor är närvaron av järnhydroxider vilka har förmåga att adsorbera arsenikjoner. Under oxiderande förhållanden förekommer järnjonen som Fe 3+ och arsenikjonen som As 5+. Om dessa joner reduceras till Fe 2+ och As 3+ ökar mobiliteten av arsenik på grund av att 7

arseniken frigörs då järnet går i lösning. Figur 5 visar ett antal arsenikföreningar vid olika redoxförhållanden. Figur 5: Eh-pH - diagram för arsenik. Under basiska och reducerande förhållanden ökar mobiliteten för arsenik då arsenikjonen har oxidationstal 3. Vid sura och reducerande förhållanden kan den flyktiga arsenikföreningen AsH 3 bildas. De mest immobila arsenikföreningarna förekommer under sura till neutrala och oxiderande miljö. Positiva Eh indikerar en oxiderande miljö, medan negativa Eh indikerar en reducerande miljö (Aastrup et al., 2005). Diagram från (IPCS, 2001). 2.3.5. Arsenik i grundvatten Normalt förekommer låga halter av arsenik i grundvatten (Aastrup et al., 2005). Om det finns förhöjda halter av arsenik i marken kan det dock leda till förhöjda halter även i grundvattnet. För att arsenik ska finnas i grundvattnet måste arseniken gå i lösning, vilket främst sker under starkt reducerande förhållanden och höga ph. Grundvatten som finns i ytliga jordar har vanligtvis lägre ph jämfört med grundvatten som finns i berggrunden. Liksom i mark förekommer arsenik som de negativt laddade jonerna arsenat och arsenit. I en vattenlösning är arsenat stabil under oxiderande förhållanden, medan arsenit i en vattenlösning är mer stabil under reducerande förhållanden med Eh mellan 0,3 och -0,2 volt och ph mellan 4 och 9 (O Day, 2006). Även metylerade former av arsenik kan förekomma i grundvattnet, men dessa är mindre toxiska än de oorganiska föreningarna (Naturvårdsverket, 2006). Enligt Smedley och Kinniburgh (2002) kan organiskt material bidra till en reducerande miljö, vilket i sin tur kan leda till ökad mobilisering av arsenik. 8

3. Metod 3.1. Fältmetodik Under provtagningstillfället samlades sex grundvattenprov samt sex jordprov in vid tre olika lokaliteter (figur 6). Antalet prov begränsades av hur många observationsrör (grundvattenrör) som fanns utplacerade i området vid provtagningstillfället. Hälften av grundvatten- respektive jordproverna skickades till ALS Scandinavias laboratorium i Luleå för metallanalys och bestämning av ph för vattenproverna. Resterande prov togs till institutionen för geovetenskaper vid Göteborgs universitet för vidare analys i labb. I studien benämns de jordprov som analyserades av ALS: Surte 1A, Surte 2A samt Surte 3A, medan grundvattenproverna benämns: Surte 1:1, Surte 2:1 och Surte 3:1. De jordprov som analyserades vid institutionen för geovetenskaper benämns: Surte 1B, Surte 2B samt Surte 3B, medan grundvattenproverna benämns: Surte 1:2, Surte 2:2 och Surte 3:2. I fält bestämdes även den aktuella grundvattennivån. Dagarna innan provtagning var det riklig nederbörd i området. Provtagningen ägde rum den 6 september 2011. Figur 6: Provtagningspunkter för insamlade jord- och grundvattenprover inom saneringsområdet. Dubbla prov togs vid samtliga provtagningsstationer. Provtagningsplatserna är desamma för de prover som skickades till ALS laboratorium och de prover som analyserades vid institutionen för geovetenskaper. Redigerad karta (COWI, 2011). 9

3.1.1. Provtagning av grundvatten Vattenproverna samlades in från tre observationsrör med hjälp av en bailer; en provtagare som består av ett plaströr som fylls med vatten när dess nedre del når grundvattenytan. Innan provtagningen genomfördes gjordes en omsättning och tömning av vattnet för att undvika insamling av grundvatten som varit stillastående under en längre tid i observationsrören. Vid Surte 3 var en omsättning dock omöjlig att genomföra på grund av att vattenmängden i röret inte var tillräcklig. 3.1.2. Provtagning av jord En dubbel uppsättning jordprov samlades in i närheten av de tre observationsrören (figur 6). För provtagning av Surte 1 och Surte 2 samlades material in ur provgropar vid ett djup av 60 cm respektive 55 cm. Materialet hos Surte 1 och Surte 2 uppvisade en inhomogen sammansättning där lera och sand var uppblandat med avfallsprodukter som till exempel oljerester, fragment av tegelstenar samt slaggprodukter från kolförbränning (bilaga 2, figur 2:1 2:2). Ur varje provgrop togs ett samlingsprov där material från olika delar av gropen samlades in med hjälp av en spade. Vid Surte 3 var det inte möjligt att gräva en provgrop och material samlades därför in som ett ytprov vid ett djup av 0-10 cm (bilaga 2, figur 2:3). Omkring 1 kg material samlades in för varje prov och förvarades i tätslutande provtagningspåsar. 3.1.3. Mätning av grundvattennivån och infiltration För att bestämma grundvattennivån användes ett grundvattenlod, vilket sänktes ner i observationsrören. I syfte att bestämma den hydrauliska konduktiviteten genomfördes även ett slugtest vid varje provtagningsstation. Vid Surte 1 och Surte 2 var dock återhämtningen i observationsrören omedelbar och försöket misslyckades därför. Vid Surte 3 var det för lite vatten i observationsröret för att kunna genomföra slugtestet. 3.2. Labbmetodik analys vid ALS laboratorium 3.2.1. Grundvattenprover De vattenprov som skickades till ALS laboratorium för bestämning av metallhalter analyserades med paket V-3a. Innan analys filtrerades vattenproverna genom 45 µm membranfilter och surgjordes med 1 M salpetersyra per 100 ml. Analysen skedde enligt EPA-metoder 200.7 (ICP-AES, optisk emissionsspektrometri med induktivt kopplad plasma) och 200.8 (ICP-SFMS, högupplösande masspektrometri med induktivt kopplad plasma). Vattenprovernas ph bestämdes med en ph-meter, enligt svensk standard SS028122. 3.2.2. Jordprover De jordprov som skickades till ALS för bestämning av metallhalter analyserades enligt svensk standard SS028113-1. Proverna torkades vid 105 C enligt SS028113 för TS-korrigering. Analysprovet torkades vid 50 C och upplösning skedde i mikrovågsugn med 5 ml koncentrerad salpetersyra och 0,5 ml väteperoxid. Analysen skedde enligt EPA-metod 200.8 (ICP-MS). Analyserna genomfördes på material < 2 mm. 10

3.3. Labbmetodik analys vid institutionen för geovetenskaper 3.3.1. Grundvattenprover filtrering och spädning innan metallanalys Innan grundvattenproverna analyserades med ICP-MS, filtrerades proverna för att separera bort organiska och oorganiska partiklar som fanns i suspension. Det filtrerade vattnet dekanterades till analysflaskor och späddes med koncentrerad salpetersyra till en 5-procentig lösning innan metallanalysen utfördes. 3.3.2. Jordprover metallanalys med XRF Innan jordproverna analyserades i labb gjordes mätningar med XRF (röntgenfluorscensanalys) för att få en direkt uppfattning av metallhalterna. För varje prov genomfördes en mätning som pågick under 90 sekunder. 3.3.3. Jordprover vattenhalt och glödgningsförlust Vid labbarbete med jordprover behövs ofta provets torrvikt. Samtidigt bör man undvika att torka ett finkornigt jordprov eftersom ler- och siltpartiklar lätt bildar aggregat som är svåra att lösa upp. Genom att bestämma vattenhalten hos ett jordprov är det möjligt att beräkna torrvikten hos en delmängd av samma prov om delmängdens våtvikt är känd. Jordprov Surte 1B och Surte 2B innehöll mycket finmaterial, medan jordprov Surte 3B var betydligt mer grovkornigt och främst utgjordes av sand och grus. Vattenhalten bestämdes därför endast för jordprov Surte 1B och Surte 2B. Vattenhalten beräknades med följande formel: Vattenhalt = (vikt vått prov - vikt torrt prov )/vikt torrt prov (%) (1) För jordprov Surte 1B, Surte 2B och Surte 3B gjordes mätningar på glödgningsförlust. Dubbla prov togs för att få en bättre uppskattning. Glödgningen genomfördes enligt standardmetod som beskrivs av Heiri, Lotter, och Lemcke (2001). Heiri et al., (2001) poängterar dock att standardmetoden, där glödgning sker under 2 timmar vid 550 grader möjligtvis inte är tillräckligt för att kunna uppskatta mängden glödgat material. Metoden användes därför som en grov uppskattning av glödgningsförlust. 3.3.4. Jordprover kornstorleksanalys material > 63 µm För bestämning av kornstorleksfördelningen av material > 63 µm hos jordprov Surte 1B och Surte 2B tillämpades våtsiktning. Jordproverna hade en inhomogen sammansättning och material togs därför från olika delar ur provtagningspåsarna. För att undvika flockulering av partiklar tillsattes dispergeringsmedel. Proverna siktades genom åtta siktar med största maskvidd på 4 mm och minsta maskvidd på 63 µm. Materialet som passerade 63 µm-sikten koncentrerades med centrifug under 10 minuter på 5000 rpm för att sedan analyseras med sedigraf. Jordprov Surte 3B innehöll en stor mängd sand och grus och därför tillämpades torrsiktning för kornstorleksanalys av material > 63 µm. I provet fanns dock en liten mängd finmaterial som först separerades från det grövre materialet genom våtsiktning och finmaterial kunde då samtidigt erhållas för kornstorleksanalys med sedigraf. Innan siktning, tillsattes dispergeringsmedel för att undvika flockulering av partiklar. Material > 63 µm torkades vid 105 grader och siktades sedan genom 12 siktar med minsta maskvidd 63 µm och största 11

maskvidd 32 mm. Siktarna med prov placerades i skakapparat under 15 minuter innan varje delfraktion vägdes. 3.3.5. Jordprover kornstorleksanalys material < 63 µm Samtliga tre jordprov analyserades med sedigraf för bestämning av kornstorleksfördelningen av material < 63 µm (silt och ler). Innan jordproverna analyserades gjordes organisk borttagning på jordprov Surte 1B och Surte 2B för att undvika flockulering av partiklar. Borttagningen skedde genom att 15-procentig väteperoxid tillsattes jordproverna. Jordprov Surte 3B innehöll så pass lite organiskt material att borttagning inte var nödvändigt. Innan proverna analyserades med sedigraf, kördes ett ultraljud för varje prov för att dispergera aggregerade partiklar. För kornstorleksanalysen användes Micrometrics program Sedigraph 5100. Kornstorleksintervallet sattes till 0,5 µm 63 µm. Jordprov Surte 2B analyserades om två gånger på grund av svårtolkade mätvärden. 3.3.6. Jordprover separation av ler och silt För att utvärdera hur arsenik binder till ler respektive silt separerades fraktionerna med hjälp av en hävertuppställning. Separationen genomfördes på jordprov Surte 1B och Surte 2B. Innan separationen påbörjades fick proverna stå i destillerat vatten under två dygn för upplösning av aggregerade partiklar. Jag valde att inte tillsätta dispergeringsmedel eftersom det möjligtvis kan ge viss urlakning av metaller. Proverna fördes över till 1000 ml cylindrar och destillerat vatten tillsattes. Materialet suspenderades med en omrörare och fick sedan sedimentera ostört i 16 timmar och 20 minuter (Krumbein & Pettijohn, 1938). Eftersom ler och silt har olika sedimentationshastigheter kunde fraktionerna separeras med en hävertuppställning. Enligt Krumbein och Pettijohn (1938) tar det 16 timmar och 20 minuter för en lerpartikel (2 µm) att sjunka 20 cm genom vatten. Separationsproceduren upprepades sex gånger för att minimera risken att lerpartiklar sedimenterade tillsammans med silten. För att få bort sand- och gruspartiklar från silten våtsiktades även materialet. Leran och silten koncentrerades med centrifug under tio minuter på 5000 rpm. Efter separationen beräknades viktprocenten av ler och silt för respektive prov. Även en okulär beskrivning av jordprov Surte 1B (silt respektive ler) gjordes med mikroskop. 3.3.7. Lakning och metallanalys För lakning av jordproverna gjordes en uppslutning enligt svensk standard SS028183, vilken syftar till att representera den biotillgängliga delen urlakade metaller. För uppslutning av jordprov Surte 1B och Surte 2B användes det material (silt respektive ler) som separerades med hävertuppställning. Från jordprov Surte 3B användes material < 2 mm för uppslutning. Innan uppslutning krossades materialet fint i en agatmortel och 1,000 gram material överfördes till uppslutningsflaskor. Upplösningen skedde i autoklav med 20 ml 7 M salpetersyra. Lakningen pågick under 30 minuter vid 120 grader. Lakningen skedde enligt metodbeskrivning för syralakning med autoklav (Stevens, 2011, p. 23). Efter uppslutning dekanterades vätskan till provrör för analys med ICP-MS. 3.3.8. Flödesberäkningar För att beräkna den teoretiska strömhastigheten, v (m/s) hos grundvattnet inom 12

undersökningsområdet har en förenkling av Darcys lag tillämpats 1 : v = K i (m/s) (2) I formeln inkluderas den hydrauliska konduktiviteten, K (m/s), vilken fås ur tabell över olika jordarter, samt den hydrauliska gradienten, i (m/m) (Svensson, 1984). Den hydrauliska konduktiviteten har uppskattats efter jordprovernas jordartssammansättning. Jordprov Surte 1 har en jordartssammansättning som liknar en lerig morän, medan jordprov Surte 2 har en hög lerhalt och liknar en postglacial lera. Jordprov Surte 3 liknar en diamikton och innehåller en hög andel grus. För jordprov Surte 1 varierar den hydrauliska konduktiviteten, K, mellan 10-10 m/s och 10-8 m/s. För jordprov Surte 2 varierar K mellan 10-12 m/s och 10-8 m/s och för jordprov Surte 3 varierar K mellan 10-3 m/s och 10-1 m/s. Den hydrauliska gradienten har beräknats med hjälp av uppmätta höjdpunkter inom saneringsområdet (Norconsult, 2010). Två uppmätta höjdpunkter valdes ut, den ena i närheten av provtagningsplatsen för Surte 1, den andra i närheten av provtagningsplatsen för Surte 2. Dessa punkter valdes ut på grund av att de ligger i linje med grundvattenflödets generella riktning. 4. Resultat 4.1. Fältobservationer Vid provtagning av jordprov Surte 1 observerades att materialet var inhomogent och att lera och sand var uppblandat med fragment av tegelstenar. Det fanns även en större mängd slaggprodukter som troligtvis är rester från kolförbränning. En del av materialet uppvisade en röd-brun färg, vilket troligtvis var järnutfällningar och tyder på en oxiderande miljö. Vid provtagningsstation Surte 2 kunde både torrskorplera och våt lera observeras. Den torrare leran var rostfärgad och en svag lukt av olja kunde urskiljas. En stor del av leran var svart, vilket troligtvis var missfärgningar från oljerester. Vid provtagningsstation Surte 3 togs jordprovet strax under markytan och var troligtvis rent fyllnadsmaterial. De förorenade jordmassorna förekommer främst vid ett djup större än 0,5 meter under markytan (SWECO VIAK, 2007b). 4.2. Grundvatten 4.2.1. Metallanalys Av de analyserade grundvattenproverna visar samtliga prov på låga (<1 µg/l) eller mycket låga halter (1-5 µg/l) (Naturvårdsverket, 2011). Tabell 1 visar att de högsta halterna av arsenik förekommer vid provtagningsstation Surte 1. Analysresultatet från ALS visar att den lägsta arsenikhalten förekommer vid provtagningsstation Surte 3, medan den lägsta arsenikhalten för de analyserade proverna vid institutionen för geovetenskaper är vid provtagningsstation Surte 2. Tabell 1 anger även grundvattnets ph vid respektive provtagningsstation. 1 Strömhastigheten v benämns på engelska som specific discharge eller Darcian velocity. Strömhastigheten skiljer sig från grundvattnets verkliga hastighet eftersom jordartens porositet inte har inkluderats i formeln (Fetter, 1994). I beräkningen har den effektiva porositeten uteslutits, eftersom fyllnadsmassorna inom saneringsområdet har en inhomogen sammansättning med mycket varierande porositet. 13

Tabell 1. Arsenikhalter och ph i grundvattnet vid samtliga provtagningsstationer. De högsta arsenikhalterna uppmättes i vattenprov Surte 1. Vattenprov Arsenikhalt (mg/l) (ALS) 0.00339 0.00152 <0,001 Arsenikhalt (mg/l) (egen analys) 0.001687 0.000117 0.000395 ph (ALS) 7,3 7,2 7,9 Surte 1 Surte 2 Surte 3 4.2.2 Grundvattennivå Enligt tabell 2 varierar grundvattennivån inom undersökningsområdet. Den högsta nivån uppmättes vid provtagningsstation Surte 1. Enligt figur 6 ligger denna provtagningsstation omkring 25 m ifrån älvens strandkant, medan avståndet för Surte 2 och Surte 3 är omkring 50 m respektive 65 m. Tabell 2. Uppmätta grundvattennivåer (under markens överyta) inom undersökningsområdet. Provpunkt Surte 1 Surte 2 Surte 3 Grundvattennivå (cm) 72 108 91 4.2.3. Grundvattenströmning och spridning av arsenik Från fyllnadsmassorna inom saneringsområdet sker en spridning av föroreningar ut i Göta älv genom urlakning och transport med grundvattnet (SWECO VIAK, 2007b). Tabell 3 anger de beräknade flödeshastigheterna vid provtagningsstation Surte 1, Surte 2 och Surte 3. Utifrån vattenprovernas uppmätta arsenikhalter beräknades även den mängd arsenik som potentiellt kan spridas med grundvattnet ut i Göta älv. Beräkningen gjordes genom att den maximalt uppmätta arsenikhalten (0,00339 mg/l) multiplicerades med den årliga grundvattenavrinningen från saneringsområdet ut i Göta älv (15 000 m 3 /år). Beräkningen gav en möjlig spridning av arsenik på omkring 50 gram per år. Resultatet anger extremfallet utifrån de uppmätta arsenikhalterna i grundvattnet. Tabell 3. Beräknade flödeshastigheter hos grundvattnet. Provpunkt Flödeshastighet (m/s) Flödeshastighet (m/år) Surte 1 2,04*10-12 - 2,04*10-10 6,4*10-5 - 0,0064 Surte 2 2,04*10-14 - 2,04*10-12 6,4*10-7 - 0,0064 Surte 3 2,04*10-5 - 2,04*10-3 6,4*10 2-6,4*10 4 4.3. Jord 4.3.1. Vattenhalt och glödgningsförlust I tabell 4 anges vattenhalten hos jordprov Surte 1B och Surte 2B. Den högre vattenhalten hos Surte 2B kan troligtvis förklaras med att provet innehåller mer lera än Surte 1B. Hur mycket vatten som kan adsorberas av en jordart beror främst på kornstorlek och packningsgrad. Lera innehåller mycket finmaterial och kan därför suga upp och hålla kvar en stor mängd vatten (SGU, 2011b). I tabell 5 presenteras resultatet av glödgningsförlusten. 14

Tabell 4. Vattenhalt hos jordprov Surte 1B och Surte 2B. Jordprov Vattenhalt (%) Surte 1B 24,7 Surte 2B 45,7 Tabell 5. Glödgningsförlust på jordprov Surte 1B, Surte 2B och Surte 3B. Jordprov Glödgningsförlust (vikt %) Surte 1B Surte 2B Surte 3B 6,2 3,5 0,001 4.3.2. Kornstorleksanalys Resultatet av kornstorleksanalysen visar att samtliga jordprov innehåller material i fraktionerna ler, silt, sand och grus. Figur 7 illustrerar var jordprov Surte 1B, Surte 2B och Surte 3B plottar med avseende på kornstorlek. Figur 8 anger den kumulativa kornstorleksfördelningen för de tre jordproverna. Kurvorna uppvisar en diskontinuitet vid övergången från grövre material till finare material, vid 63 µm. Diskontinuiteten är dock mindre tydlig för Surte 3B jämfört med Surte 1B och Surte 2B. Diskontinuiteten uppträder där analysmetoden övergår från siktning till sedigraf. Figur 7. Digrammet visar var jordprov Surte 1B, Surte 2B och Surte 3B plottar med avseende på kornstorlek. Det finns en tydlig variation i konrstorleksfördelning mellan de tre proverna. Surte 1B utgörs främst av finkronigt material (silt och ler), medan Surte 3B främst utgörs av grus. 15

120 100 Kumulativ vikt% 80 60 40 Surte 1B Surte 2B Surte 3B 20 0 0,1 1 10 100 1000 10000 100000 Kornstorlek (µm) Figur 8. Kumulativ kornstorleksfördelning för jordprov Surte 1B, Surte 2B och Surte 3B. För jordprov Surte 1B och Surte 2B tillämpades våtsiktning för analys av material > 63 µm. För jordprov Surte 3B tillämpades torrsikting för analys av material > 63 µm. Sedigraf användes för analys av material < 63 µm för samtliga prov. För jordprov Surte 1B och Surte 2B genomfördes analyserna inom kornstorleksintervallet 0,5 4000 µm. För jordprov Surte 3B analyserades material inom kornstorleksintervallet 0,5 32000 µm. 4.3.3. Separation av ler och silt Tabell 6 redogör för de beräknade ler- och silthalterna för jordprov Surte 1B och Surte 2B efter att separation av fraktionerna genomförts. De angivna lerhalterna i tabell 6 överensstämmer med de lerhalter som fås ur figur 8. Tabell 6. Procentuell fördelning av ler och silt i jordprov Surte 1B och Surte 2B. Jordprov Surte 1B Surte 2B Lerhalt (vikt%) 17,6 44,2 Silthalt (vikt%) 13,5 36,6 4.3.4. Metallanalys Naturvårdsverkets generella riktvärden för arsenik vid känslig markanvändning (KM) är 10 mg/kg TS och för mindre känslig markanvändning (MKM) 25 mg/kg TS. Oberoende av val av analysmetod överstiger arsenikhalterna i jordprov Surte 1 och Surte 2 riktvärdena för KM eller MKM, med undantag för XRF-mätningen på Surte 2A (tabell 7). Surte 3 skiljer sig från Surte 1 och Surte 2 då inga uppmätta halter når upp till riktvärdet för KM. Analysresultatet indikerar att de högsta arsenikhalterna förekommer i prov Surte 1B med den maximalt uppmätta arsenikhalten i siltfraktionen. Enligt Naturvårdsverkets indelning av tillstånd för förorenad mark innebär det uppmätta värdet att tillståndet är mycket allvarligt (tabell 8) (Naturvårdsverket, 1999). De övriga arsenikhalterna i prov Surte 1 anger ett tillstånd som är måttligt allvarligt eller allvarligt. Den högsta arsenikhalten i prov Surte 2 uppmättes av ALS laboratorium. Halten överstiger gränsvärdet för MKM och tillståndet är måttligt 16

allvarligt. För ler och silt i prov Surte 2B är halterna ungefär desamma och når precis över gränsvärdet för KM. Tillståndet är mindre allvarligt. För prov Surte 1 och Surte 2 ger mätningar med XRF generellt lägre metallhalter jämfört med analys med ICP-SFMS och ICP- MS. För Surte 3 är förhållandet generellt det omvända. Tabell 7 anger även halterna för ett antal övriga metaller som förekommer i fyllnadsmassorna. Koppar, bly och zink uppträder som föroreningar inom saneringsområdet. Järn- och manganhalterna har angetts då dessa ämnen har en stor förmåga att adsorbera arsenik (Aastrup et al., 2005). Tabell 7 (a-c): Uppmätta metallhalter i jordprov Surte 1, Surte 2 och Surte 3. För metallanalys har ALS laboratorium gjort en uppslutning enligt svensk standard SS028113. För metallanalys vid institutionen för geovetenskaper har uppslutning enligt SS028183 tillämpats. Mätningar med XRF genomfördes på de totala proverna. ALS har ej analyserat järn och mangan. För dessa ämnen finns inga angivna riktvärden hos Naturvårdsverket. Analysresultatet visar att metallhalterna i jordprov Surte 1 och Surte 2 generellt når upp till eller överstiger gränsvärdet för KM eller MKM. För Surte 3 är samtliga metallhalter lägre än gränsvärdet för KM. a. Ämne Enhet KM MKM Surte 1A (ALS) Surte 1B (ler) Surte 1B (silt) Surte 1A (XRF) Surte 1B (XRF) As mg/kg TS 10 25 84,8 66,22 160,48 37 16 Cu mg/kg TS 80 200 2730 4004 6004 804 267 Fe mg/kg TS 64500 83880 27090 16466 Mn mg/kg TS 1075,6 1331 567 428 Pb mg/kg TS 50 400 2180 1413,2 2858 390 119 Zn mg/kg TS 250 500 1080 1603,4 1696,2 343 169 b. c. Ämne Enhet KM MKM Surte 2A (ALS) Surte 2B (ler) Surte 2B (silt) Surte 2A (XRF) Surte 2B (XRF) As mg/kg TS 10 25 28 10,304 10,108 9 17 Cu mg/kg TS 80 200 486 273,8 225,4 206 321 Fe mg/kg TS 54400 32080 36421 54721 Mn mg/kg TS 749,6 537,4 614 683 Pb mg/kg TS 50 400 948 578 614,8 375 445 Zn mg/kg TS 250 500 2200 1729,6 791,6 755 1241 Ämne Enhet KM MKM Surte 3A (ALS) Surte 3B (< 2 mm) Surte 3A (XRF) Surte 3B (XRF) As mg/kg TS 10 25 0,768 1,4026 < 5 < 6 Cu mg/kg TS 80 200 24,2 39,6 13 13 Fe mg/kg TS 15586 17415 16862 Mn mg/kg TS 417,4 477 532 Pb mg/kg TS 50 400 12,7 18,514 29 31 Zn mg/kg TS 250 500 59,3 85,04 47 76 17

Tabell 8. Indelning av tillstånd för förorenad mark baserat på riktvärden för förorenad mark. Ämne Enhet Mindre allvarligt Måttligt allvarligt Allvarligt Mycket allvarligt As mg/kg TS < 15 15-45 45-150 > 150 Cu mg/kg TS < 100 100-300 300-1000 >1000 Hg mg/kg TS < 1 1-3 3-10 >10 Pb mg/kg TS < 80 80-240 240-800 >800 4.3.5. Okulär beskrivning I siltfraktionen för jordprov Surte 2B observerades i mikroskop en stor andel svarta partiklar med oregelbunden form. Med hjälp av en magnet kunde det konstateras att dessa var magnetiska. Eventuellt består partiklarna av järn och en möjlig källa är skrot som förekommer i fyllnadsmassorna. I lerfraktionen hos jordprov Surte 2B observerades en betydligt mindre andel metalliska partiklar. 4.3.6. Korrelation och normalisering Figur 9a-e visar korrelationer mellan arsenik i jord och ett antal olika parametrar. De arsenikhalter som anges på y-axeln är mätvärden från ALS laboratorium för jordprov Surte 1A, Surte 2A och Surte 3A. Dessa mätvärden har valts på grund av att analys av samtliga prov har skett på material < 2 mm. Korrelation arsenikhalt - glödgningsförlust Arsenikhalt (ppm) 100 80 60 40 20 0 R² = 0,9809 Surte 1 Surte 2 Surte 3 0 2 4 6 8 10 Glödgningsförlust (%) Figur 9a. Resultatet anger en god korrelation mellan arsenikhalter i jord och glödgningsförlust. Korrelation arsenikhalt - lerhalt Arsenikhalt (ppm) 100 80 60 40 20 0 Surte 1 R² = 0,0109 Surte 2 Surte 3 0 10 20 30 40 50 60 Lerhalt (%) Figur 9B. Resultatet anger en dålig korrelation mellan arsenik i jord och lerhalt. Lerhalterna bestämdes för jordprov Surte 1B, Surte 2B och Surte 3B. 18

Arsenikhalt (ppm) 100 80 60 40 20 0 Korrelation arsenikhalt (ALS) - arsenikhalt (XRF) Surte 3 Surte 2 R² = 0,9791 Surte 1 0 10 20 30 40 Arsenikhalt, XRF (ppm) Figur 9c. Resultatet anger en god korrelation mellan arsenikhalter uppmätta med ICP-SFMS och arsenikhalter uppmätta med XRF. Samtliga mätningar har gjorts på jordprov Surte 1A, Surte 2A och Surte 3A. Korrelation arsenikhalt i jord (ALS) - arsenikhalt i grundvatten (ALS) Arsenikhalt i jord (ppm) 100 80 60 40 20 0 R² = 0,9992 Surte 1 Surte 2 Surte 3 0 0,001 0,002 0,003 0,004 0,005 Arsenikhalt i grundvatten (ppm) Figur 9d. Resultatet indikerar en mycket god korrelation mellan arsenikhalter i jord och arsenikhalter i grundvatten. Samtliga mätningar har genomförts av ALS. Korrelation arsenikhalt i jord (XRF) - arsenikhalt i grundvatten (ALS) Arsenikhalt i jord (ppm) 40 30 20 10 0 R² = 0,986 Surte 1 Surte 3 Surte 2 0 0,001 0,002 0,003 0,004 0,005 Arsenikhalt i grundvatten (ppm) Figur 9e. En god korrelation finns mellan arsenikhalter i jord uppmätta med XRF och arsenikhalter i grundvatten. Mätningar med XRF gjordes på jordprov Surte 1A, Surte 2A och Surte 3A. 19