Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn ... - Länsstyrelserna

lansstyrelsen.se

Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn ... - Länsstyrelserna

Riskbedömning

- Riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn, Mörbylånga kommun -

Projekt Degerhamn rapport 2005:08


FÖRORD

Denna rapport är en del av Huvudstudien i Projekt Degerhamn.

Öländsk alunskiffer innehåller bland annat organiskt material och sulfidmineral, bestående av metaller

och svavel. Vid vittring av skiffern och under påverkan av luftens syre bryts de organiska ämnena

sönder och sulfiderna oxideras så att de tidigare fastlagda metallerna kan frisättas och kan börja spridas

till omgivningen.

Den naturliga vittringen av skiffern har ytterligare påskyndats genom att den brutits och bränts. Alunskifferhanteringen

bedrevs i Degerhamn från 1720 talet fram till slutet av 1800-talet och verksamheten

har lämnat efter sig stora mängder avfallsmassor, s.k. rödfyr från landborgskanten och ner till Kalmarsund.

Denna rödfyr är kemiskt att likna vid sulfidhaltigt gruvavfall.

Länsstyrelsen Kalmar län genomför under 2003 och 2004 projekt Degerhamn med bidragsmedel från

Naturvårdsverket. Syftet med projektet är att inom ramen för en huvudstudie avgöra om föroreningssituationen

i området föranleder efterbehandlingsåtgärder. Under huvudstudieskedet genomförs därför

omfattande undersökningar av förekomsten och spridningen av främst tungmetaller från rödfyr och

alunskiffer.

Skifferhanteringens lämningar i Degerhamn är av intresse även för kulturmiljövården. Områdets kulturhistoriska

värden och hur de skulle kunna påverkas vid en eventuell åtgärd för att minska föroreningsspridningen

utreds därför också.

Undersökningarna genomförs enligt Naturvårdsverkets kvalitetsmanual för efterbehandling av förorenade

områden. På uppdrag av miljöenheten vid Länsstyrelsen utförs undersökningarna och utredningarna

av Envipro Miljöteknik AB, Högskolan i Kalmar och Kalmar läns museum. I projektet deltar

också Mörbylånga kommun, Cementa, och kulturmiljöfunktionen vid Länsstyrelsen.

2004:01 – Kulturhistorisk utredning

2005:02 – Metodik, provtagning och analyser

2005:03 – Inventering av rödfyr och alunskiffer

2005:04 – Karaktärisering av rödfyr och alunskiffer

2005:05 – Grund- och ytvattenanalyser

2005:06 – Geohydrologisk utredning

2005:07 – Massbalanser och spridning

2005:08 – Riskbedömning

2005:09 – Åtgärdsutredning

2005:10 – Ansvarsutredning

Sammanfattande Huvudstudierapport

Riskvärdering

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

1


INNEHÅLLSFÖRTECKNING

1. INLEDNING................................................................................................................................................. 3

2. SYFTE........................................................................................................................................................... 3

3. METODIK.................................................................................................................................................... 3

4. FÖRORENINGSKÄLLOR – IDAG OCH I FRAMTIDEN..................................................................... 4

4.1 ALLMÄNT............................................................................................................................................... 4

4.2 BESKRIVNING AV FÖRORENINGAR OCH FÖREKOMSTSÄTT ...................................................................... 7

4.3 BESKRIVNING AV KÄLLTERMER ........................................................................................................... 10

4.4 LÄCKAGE FRÅN KÄLLAN – BESKRIVNING AV HUVUDSAKLIGA MEKANISMER....................................... 12

4.5 KÄLLBARRIÄRER – NATURLIGA MEKANISMER SOM FÖRHINDRAR TRANSPORT FRÅN KÄLLAN ............. 14

5. NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR ................................................................... 15

5.1 BESKRIVNING AV TRANSPORTVÄGAR................................................................................................... 15

5.2 SPRIDNING FRÅN KÄLLAN – RÖDFYR OCH ALUNSKIFFER ...................................................................... 16

5.3 TRANSPORTBARRIÄRER........................................................................................................................ 17

6. SKYDDSOBJEKT ..................................................................................................................................... 17

6.1 BESKRIVNING AV SKYDDSOBJEKT ........................................................................................................ 17

6.2 EXPONERINGSVÄGAR ........................................................................................................................... 18

6.2.1 Allmänt............................................................................................................................................ 18

6.2.2 Metod och modell för platsspecifik bedömning............................................................................... 18

6.2.3 Antaganden och beräkningar .......................................................................................................... 19

6.2.4 Strålning -radon.............................................................................................................................. 29

6.2.5 Transport av föroreningar till huvudrecipienten – Kalmarsund..................................................... 29

6.2.6 Sammanfattning av resultat............................................................................................................. 31

7. KONSEKVENSER IDAG OCH I FRAMTIDEN ................................................................................... 32

7.1 KONSEKVENSER IDAG - RÖDFYR........................................................................................................... 32

7.2 KONSEKVENSER I FRAMTIDEN – RÖDFYR.............................................................................................. 32

7.2.1 Kemiska aspekter och nya exponeringsvägar ................................................................................. 32

7.2.2 Övriga konsekvenser – Tänkbara scenarion ................................................................................... 33

8. SAMLAD RISKBEDÖMNING ................................................................................................................ 35

8.1 BEDÖMNING AV NUVARANDE MILJÖ- OCH HÄLSORISKER ..................................................................... 35

8.2 RISKREDUKTION – NÖDVÄNDIG OCH MOTIVERAD REDUKTION FÖR RÖDFYREN.................................... 36

8.3 FÖRSLAG PÅ ÖVERGRIPANDE ÅTGÄRDSMÅL......................................................................................... 36

9. REFERENSER........................................................................................................................................... 39

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

2


1. INLEDNING

Projekt Degerhamn med huvudstudiearbetet som syfte startade i september 2003. Fältarbetena inleddes

i oktober samma år och avslutades i augusti 2004. Omfattningen av undersökningarna har utformats

av projektgruppen som bestått av: Anders Svensson, Länsstyrelsen, Henning Holmström, Envipro

miljöteknik AB, Bo Bergbäck och Helena Falk, Högskolan i Kalmar samt Mats Lindahl och Liselotte

Eriksson, Mörbylånga kommun. Fältarbetena inom projekt Degerhamn har organiserats av delprojekt

Miljökontroll som bemannats av Helena Falk vid Högskolan i Kalmar. Upprättande av undersökningsprogram

har gjorts i projektgruppen med ansvar hos delprojekt Geoteknik som bemannats

med Henning Holmström, Envipro Miljöteknik AB.

I arbetet med framtagandet av denna rapport har främst Henning Holmström och Ulrika Nilsson, båda

på Envipro Miljöteknik AB, medverkat.

2. SYFTE

Syftet med rapporten är belysa hela riskperspektivet för rödfyren i Degerhamn. I detta arbete ingår att

belysa hela kedjan av processer som sker från frigörelsen av föroreningar vid källan, de processer som

sker i mark och vatten från källan på väg till skyddsobjekten.

Halter, masstransporter, processer och därmed förknippade risker ska även sättas i relation till de risker

som finns naturligt i området p.g.a. den naturliga bakgrunden. Målet är således att slutligen göra en

helhetsbedömning av riskerna idag och framgent samt bedöma vilken grad av riskreduktion som krävs

d.v.s. bedöma hur mycket riskerna behöver reduceras för att undvika skador på miljö- och hälsa idag

och framgent samt för att i övrigt uppfylla lokala, regionala samt nationella miljömål.

Fokus för riskbedömningen ligger på rödfyren och rödfyrsproblematiken d.v.s. någon egentlig riskbedömning

avseende alunskiffer eller naturliga jordar på Öland görs inte i denna rapport.

3. METODIK

Riskbedömningen för rödfyren i Degerhamn har gjorts enligt en den s.k. Kalmarmodellen som sammanfattas

i figur 1. Modellen följer Naturvårdsverkets MIFO-modell (Naturvårdsverket, 1999a) där

hänsyn tas till olika föroreningar, mängder, spridningsrisker, skyddsvärden m.m. Den använda modellen

är något mer precis i sin utformning eftersom den syftar till en större processförståelse över hur

föroreningarna omsätts i systemet d.v.s. belysa hela riskperspektivet.

Allmänt kan det sägas att en genomlysning görs av hur föroreningskällan beter sig idag och den framtida

potentialen. Det undersöks vilka föroreningar som är aktuella, vilka som kan innebära risker samt

de mekanismer som styr frigörelsen t.ex. oxidation av sulfider, upplösning av mineral m.m.. Det studeras

hur dessa föroreningar sprids, d.v.s. läckaget i olika medier som grundvatten, ytvatten och damning

m.m.. De eventuella naturliga källbarriärer som finns identifieras. Dessa kan utgöras av immobilisering

genom olika sorptionsprocesser eller andra processer och mekanismer som reglerar transporten av

föroreningar från källan. Transportvägarna identifieras, inte bara de aktuella, utan även eventuella

framtida transportvägar bedöms. Även här studeras vilka mekanismer som är aktuella och styr ämnenas

vidare transport mot skyddsobjektet, mekanismer vilka även kan kallas naturliga transportbarriärer.

Även specialfall d.v.s. där ingen spridning sker utan direktexponering är möjlig utreds. De

skyddsobjekt som är aktuella att skydda från miljö- och hälsorisker, och inte minst från generell belastning

identifieras. Spridningen till de aktuella skyddsobjekten kvantifieras och sätts i relation till

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

3


spridningen från den aktuella bakgrunden d.v.s. bakgrundspridningen. Exponeringsriskerna samt eventuella

naturliga skyddsbarriärer identifieras, analyseras och bedöms. All denna information sammanställs

till en slutlig riskbedömning för området och de huvudsakliga föroreningskällor som finns.

Riskbedömning vid spridning

Föroreningskällor

Transportvägar

Skyddsobjekt

läckage

spridning

exponering

Källbarriärer

Transportbarriärer

Skyddsbarriärer

Figur 1. Redovisning av generell modell för riskbedömning enligt Kalmarmodellen (Källa: Länsstyrelsen i Kalmar

län, 2004).

4. FÖRORENINGSKÄLLOR – IDAG OCH I FRAMTIDEN

4.1 Allmänt

Rödfyren i Degerhamnområdet finns beskriven och karaktäriserad med avseende på totalinnehåll,

lakbarhet och vittringsegenskaper i rapporten ”Karaktärisering av rödfyr och den naturliga omgivningen

i Degerhamn, Mörbylånga kommun, Undersökning av halter, vittringsbenägenhet och lakegenskaper”

Projekt Degerhamn Rapport 2005:04.

De föroreningar (spårelement) som förekommer i de högsta halterna i rödfyren inom området är huvudsakligen

arsenik, barium, kadmium, molybden, uran och vanadin (se tabell 1). Arsenikhalterna

ligger omkring 100 mg/kg TS. Halterna av dessa element ligger dock generellt i nivå med bakgrundshalterna

i bergrunden i området (d.v.s. alunskiffern), tabell 2. Halterna ligger dock högre jämfört med

den naturliga jordmånen i området. Arsenikhalten i rödfyren är t.ex. mellan 8-25 ggr högre. Jämförelser

mellan innehållet av arsenik, barium, kadmium och uran i rödfyren i de olika delområdena i Degerhamn,

ovittrad alunskiffer och naturlig jordmån presenteras i figur 2.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

4


Tabell 1. Sammanställda halter för ytliga och djupa prover för rödfyren i hela Degerhamnsområdet. De beräknade

halterna kan anses som generella halter. < anger värde under detektionsgräns.

Rödfyr i Degerhamn

Ytligt

Djupt

(15 prov) (38 prov)

Alla

(53 prov)

Ämne Enhet Medel std.av. Medel std.av. Medel std.av.

LOI % TS 11,8 ±6,0 11,6 ±6,3 11,5 ±5,8

SiO 2 % TS 46,3 ±6,6 42,1 ±16,0 42,1 ±13,7

Al 2 O 3 % TS 12,5 ±2,0 10,8 ±3,7 11,1 ±3,3

CaO % TS 7,22 ±5,37 12,2 ±15,62 11,8 ±13,39

Fe 2 O 3 % TS 12,1 ±2,6 11,4 ±4,9 11,4 ±4,19

K 2 O % TS 3,91 ±0,52 3,66 ±1,41 3,71 ±1,22

MgO % TS 0,87 ±0,166 0,91 ±0,260 0,94 ±0,24

MnO % TS 0,068 ±0,057 0,055 ±0,034 0,057 ±0,031

Na 2 O % TS 0,203 ±0,088 0,19 ±0,090 0,18 ±0,08

P 2 O 5 % TS 0,37 ±0,238 0,30 ±0,26 0,32 ±0,231

TiO 2 % TS 0,699 ±0,125 0,62 ±0,22 0,63 ±0,189

As mg/kg TS 122 ±40 107 ±54 109 ±50

Ba mg/kg TS 1596 ±1006 1140 ±814 1210 ±799

Be mg/kg TS 4,04 ±0,48 3,78 ±0,86 3,9 ±0,78

Cd mg/kg TS 2,43 ±2,50 1,79 ±1,84 2,22 ±2,43

Co mg/kg TS 14,8 ±7,0 15,5 ±9,8 16,6 ±8,8

Cr mg/kg TS 95,9 ±21,9 98,7 ±27,6 99,4 ±27,0

Cu mg/kg TS 97,4 ±36,8 87 ±45,4 90,4 ±42,1

Hg mg/kg TS 0,17 ±0,118 0,12 ±0,101 0,13 ±0,102

La mg/kg TS 38,9 ±9,3 34,9 ±8,2 35,7 ±7,5

Mo mg/kg TS 120 ±36 120 ±40,9 123 ±38

Nb mg/kg TS 12 ±2,7 11,7 ±2,7 11,7 ±2,4

Ni mg/kg TS 65,5 ±48,3 49,2 ±29,1 57,6 ±35,4

Pb mg/kg TS 70,1 ±120,3 33,5 ±51,6 29,7 ±44,3

S mg/kg TS 7520 ±4074 26970 ±12029 25270 ±12081

Sc mg/kg TS 12,4 ±1,74 11,1 ±3,7 11,2 ±3,1

Sn mg/kg TS


Tabell 2. Analyserade totalhalter i alunskiffer samt naturlig mark.< anger värde under detektionsgräns.

Vittrad

naturlig

medel±std.av.

Ovittrad

naturlig

medel±std.av.

SKR 18

0.2 – 1

(grus/sand)

SKR 21

0.5 – 1

(Grus)

Ämne Enhet (3 prov) (2 prov)

TS % 96,5±2,0 98,7±0,1 99,4 98,7

LOI % TS 17,8±1,7 19,3±1,0 3,1 5,9

SiO 2 % TS 52,1±1,2 48,9±0,7 93 74,2

Al 2 O 3 % TS 15,2±0,0 15,1±0,1 4,43 4,76

CaO % TS 0,40±0,32 0,39±0,02 0,386 0,925

Fe 2 O 3 % TS 4,62±0,65 5,65±0,95 2,27 1,45

K 2 O % TS 5,49±0,30 5,22±0,03 1,01 1,52

MgO % TS 1,31±0,20 1,65±0,03 0,188 0,215

MnO % TS 0,01±0,0 0,02±0,0 0,0452 0,0146

Na 2 O % TS 0,15±0,0 0,16±0,0 0,223 0,54

P 2 O 5 % TS 0,15±0,0 0,17±0,0 0,139 0,0995

TiO 2 % TS 0,85±0,02 0,81±0,0 0,351 0,248

As mg/kg TS 65,1±7,0 128±88 13,2 4,21

Ba mg/kg TS 783±79 752±9 168 207

Be mg/kg TS 3,70±0,22 4,29±0,45


As

Ba

mg/kg TS

140

120

100

80

60

40

20

0

mg/kg TS

1600

1400

1200

1000

800

600

400

200

0

Delområde 3

Delområde 2

Delområde 1

Ovittrad skiffer

Delområde 4

Jordmån

Delområde 3

Delområde 2

Delområde 1

Ovittrad skiffer

Delområde 4

Jordmån

Cd

U

mg/kg TS

16

14

12

10

8

6

4

2

0

mg/kg TS

120

100

80

60

40

20

0

Delområde 1

Delområde 2

Delområde 3

Delområde 4

Ovittrad skiffer

Jordmån

Delområde 2

Delområde 1

Delområde 4

Delområde 3

Ovittrad skiffer

Jordmån

Figur 2. Medelhalter för arsenik, barium, kadmium och uran för de olika delområdena i Degerhamn där rödfyr

finns upplagt jämfört med den naturliga bakgrunden.

4.2 Beskrivning av föroreningar och förekomstsätt

I rödfyren förekommer flera olika element. Ursprunget är alunskiffern och kalkstenen. Föreningar med

arsenik, kadmium och uran bedöms ha mycket hög farlighet till följd av att ämnena är giftigt respektive

mycket giftigt enligt Kemikalieinspektionens klassificeringslista. Vanadin och molybden bedöms

ha hög farlighet. Ämnen som kobolt, koppar, krom, nickel, bly och zink förekommer också i rödfyren,

men i låga halter.

Nedan följer en kort genomgång av de huvudsakliga riskelementens aktuella egenskaper och förekomstsätt

i rödfyr och alunskiffer:

Arsenik

Arsenik är ämne som förekommer naturligt i jordskorpan och under naturliga förhållanden bildar oorganiska

föreningar tillsammans med syre, klor och svavel. I djur och växter bildar arsenik tillsammans

med kol och väte organiska föreningar. Halten i rödfyren i Degerhamn ligger på cirka 108 mg/kg TS,

varav huvuddelen sorberat till karbonater och järnoxidhydroxider och mellan 8-24 % bundet huvudsakligen

i sulfider. Halten i alunskiffer ligger på mellan 65-128 mg/kg TS varav 30-80 % i sulfider.

För människor är risken att utsättas för exponering av elementet i fråga störst vid intag av föda och

dryck eller genom andning. Exponering sker även vid boende i områden med naturligt höga halter av

arsenik i berggrunden, vilket även är fallet i Degerhamn (alunskiffern). Många arsenikinnehållande

föreningar är vattenlösliga och tas snabbt upp av kroppen. Absorptionen av arsenik genom huden är

liten, varför bad och handtvätt inte är förenat med någon fara för hälsan. Den största hälsorisken, förknippat

med arsenik, är generellt genom intag av dricksvatten.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

7


Oorganisk arsenik är humant cancerogen och vid långtidsexponering av arsenik kan cancer uppkomma,

till exempel i lungorna, njurarna och på huden. Symptom som kan uppkomma vid intag av höga

halter oorganisk arsenik är kräkningar, minskad produktion av röda och vita blodkroppar, onormal

hjärtrytm och blodkärlsskador. Inandning av höga halter oorganisk arsenik kan ge inflammerad hals

och irriterade lungor. Arsenik är en kumulativ substans som endast långsamt lämnar kroppen genom

urin, hår, naglar och hud (Karim, 2000). Organisk arsenik är mindre toxiskt än oorganisk, men vissa

organiska arsenikföreningar kan vid långtidsexponering ge liknande symptom som de oorganiska.

Trevärd arsenik (As(III)) anses vara mer toxiskt än femvärd arsenik (As(V)). Att oxidera upp arsenik

kan således vara en metod för att minska toxiciteten (Kim och Nriagu, 2000).

P.g.a. rödfyrens natur (bränd-oxiderad) bör det kunna antas att större delen av arseniken föreligger i

femvärd form. Detta bekräftas av geokemiska modelleringar av både ytvatten, ytligt grundvatten och

djupt grundvatten i Degerhamnsområdet. Generellt dominerar andelen femvärd arsenik i alla vatten.

Andelen trevärd arsenik är mycket låg.

Arsenik har även en stark förmåga att adsorbera/samutfällas med metalloxidhydroxider t.ex. järn-,

mangan- och aluminiumoxidhydroxider. Adsorptionen påverkas av flera faktorer som t.ex. arseniks

oxidationstal, adsorbentens ytegenskaper och pH. Generellt gynnas fastläggningen av att arsenik förekommer

i den femvärda formen, lågt pH samt att oxidhydroxiderna är amorfa (Kim och Nriagu, 2000).

WHO:s provisoriska riktvärde (”provisional guideline value”) för arsenik i dricksvatten är 0,01 mg/l

(WHO, 2003a). CCME (2003) anger ett värde på 5 µg/l som riktvärde för påverkan på akvatiska organismer

(sötvatten).

Barium

Barium är ett element som finns naturligt i jordskorpan, både i magmatiska och sedimentära bergarter.

Barium har samma laddning och i stort sett samma storlek som elementen kalcium och strontium och

kan lätt substitueras. Barium förekommer inte fritt i naturen utan sitter i bl.a. olika föreningar tillsammans

tillsammans med sulfat (baryt) och karbonat (witherit). Halterna i rödfyren i Degerhamn ligger

på cirka 1210 mg/kg TS, varav 59-70 % i residualen. Bariums löslighet ökar med sjunkande pH och de

högsta halterna i grundvatten återfinns oftast i vatten med lågt pH. Bariums löslighet styrs av närvaron

av naturliga anjoner och sannolikt adsorberas även barium till metal-oxidhydroxider (WHO, 2003b).

Lösliga bariumsalter, men även till viss del svårlösliga, absorberas lätt i kroppen. Barium transporteras

i blodet (plasman) och ansamlas i skelettet (WHO, 2003b).

Barium anses inte vara ett essentiellt näringsämne och anses inte heller orsaka cancer. Höga koncentrationer

kan dock ge konvulsioner och spasmer och även orsaka död. Den akuttoxiska dosen ligger på

mellan 3-4 g (WHO, 2003b).

WHO:s riktvärde för barium i dricksvatten är 0,7 mg/l (WHO, 2003b). Suter och Tsao (1996) anger en

lägsta dos på 4 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) för ekotoxeffekter i sötvatten.

Kadmium

Kadmium är ett naturligt element i jordskorpan och återfinns ofta i olika mineral tillsammans med

andra element som syre (kadmiumoxid) eller svavel (kadmiumsulfid, kadmiumsulfat). Halterna i rödfyren

i Degerhamn ligger på cirka 1,5 mg/kg TS, varav 3-20 % sulfidbundet, och i alunskiffern på

mellan 12-15 mg/kg TS, majoriteten sulfidbundet (upp till 70 %).

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

8


Kadmium är relativt mobilt i jord i jämförelse med t.ex. bly och kvicksilver (Autier och White, 2004).

Kadmium är också mer mobil än koppar och krom (t.ex. Alumaa et al., 2002; Ma och Tobin, 2004).

Kadmium binder (sorberar) bra till organiskt material men sämre till lermineral (Prokop et al., 2003) .

Levande organismer har en förmåga att ta upp och binda kadmium i sig. P.g.a. liknande storlek och

laddning som kalcium. Kadmium stannar kvar i kroppen under lång tid och kan påverka skelettet och

njurarna (ATSDR, 1999).

Inandning av kadmium kan allvarligt skada lungorna och orsaka dödsfall. Intag av höga halter kadmium

kan irritera magen och leda till kräkningar och diarréer. Långtidsexponering av kadmium leder till

en haltuppbyggnad i njurarna som kan orsaka skador på dessa. Andra långtidseffekter är skelettpåverkan

(skört skelett). Man misstänker att vissa kadmiumföreningar kan vara cancerframkallande

(ATSDR, 1999).

Kadmiumhalten i opåverkade naturliga vatten ligger generellt under 1 µg/l. WHO (2003c) anger ett

riktvärde på 3 µg/l för kadmium i dricksvatten. Livsmedelsverket anger gränsen 5 µg/l som gränsen

för otjänligt vatten (SLVFS 2001:30). CCME (2003) anger ett riktvärde på 0,017 µg/l för akvatiska

organismer (sötvatten).

Molybden

Molybden är ett silvervitt grundämne, som i naturen förekommer i mineral som molybdenit (MoS 2 ),

wulfenit (PbMoO 4 ) och powellit (Ca(MoW)O 4 ). I svensk mineraljord ligger molybdenhalterna omkring

5 till 8 ppm (SLU, 2003). I rödfyren ligger halten i snitt på 132 mg/kg TS, varav 70-80 % är

bundet till järnoxider eller i residualen (silikater/oxider). I alunskiffern ligger halten i snitt på 141

mg/kg TS, varav 30-40 % bundet i sulfider.

För djur och växter är molybden ett essentiellt näringsämne som behövs för reglering av vissa kemiska

reaktioner i cellerna. Ämnet förekommer naturligt i föda, såsom lever, grönsaker, ris och musslor och

enligt Livsmedelsverket rekommenderas ett dagligt intag på 45 mikrogram för kvinnor och män. Vid

höga koncentrationer kan molybden vara toxiskt - få studier har dock gjorts för att utreda toxiciteten

för människor. Hos djur har studier visat att höga intag av molybden resulterade i diarréer, koma och

dödsfall på grund av minskad hjärtverksamhet (WHO, 2003e). Kronisk exponering av molybden kan

bland annat resultera i hämmad tillväxt, blodbrist, lever- och njurskador och sterilitet.

WHO:s riktvärde (guideline value) för molybden i dricksvatten är satt till 0,07 mg/l (WHO, 2003d).

CCME (2003) anger ett riktvärde på 73 µg/l för akvatiska organismer (sötvatten).

Uran

Uran är ett silvervitt, radioaktivt ämne som är allmänt utbrett i naturen och förekommer där som en

blandning av tre olika radioaktiva isotoper. Ämnet finns i varierande, men små, mängder i berggrund,

jord, vatten, luft, växter, djur och människor. Kommersiellt används uran som bränsle i kärnreaktorer.

Enligt Kemikalieinspektionens klassificeringslista är uran mycket giftigt. I rödfyren ligger halten i

snitt på 86 mg/kg TS, varav cirka 75-85 % bundet i residualen (silikater/oxider). I alunskiffern ligger

halten mellan 85-100 mg/kg TS, varav huvudelen (60-80 %) i sulfid/organisk fraktion samt residualfraktion

(silikat/oxid).

Risk för exponering föreligger till exempel vid boende på platser med höga uranhalter i berggrunden, i

samband med intag av grödor som vuxit på området eller via andning. Uran tas upp av kroppen via

huden, lungorna eller tarmarna och påverkas bland annat av uranföreningens löslighet samt tidigare

födointag. Mer än 95 % av det uran som kommer in i kroppen absorberas inte (WHO, 2001). Uran

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

9


som upptagits kan ackumuleras i kroppen, främst i skelettet och njurarna. Uran har ingen känd metabolisk

funktion i djur och betraktas som icke-essentiell.

Uran kan inducera både strålningspåverkan och kemisk toxicitet. Den koncentration av 238 U (den isotop

som utgör mer än 99 % av naturligt uran) som skulle vara kemiskt toxisk för växter är 720 gånger

lägre än den som skulle skapa en strålningspåverkan (RIVM, 1999). Den primära kemiskt inducerade

effekten på människor är njurinflammation. För kroniska effekter på människor av uranexponering

finns endast lite information. En undersökning påvisade en trend av ökad exkretion av b2-

mikroglobulin i urin med ökad uranhalt i dricksvatten, vilket kan vara en indikation på en begynnande

njurskada (WHO, 2004). I dagsläget finns inget påvisat samband mellan exponering av höga urandoser

och hög cancerfrekvens. Däremot kan uran sönderfalla till andra ämnen, till exempel radium, som

kan orsaka cancer vid höga doser och långtidsexponering.

WHO:s provisoriska riktvärde (”provisional guideline value”) för uran i dricksvatten är 15 µg/l

(WHO, 2004). Suter och Tsao (1996) anger en lägsta dos på 2,6 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II)

för ekotoxeffekter i sötvatten.

Vanadin

Rent vanadin är ett skinande vitt ämne som är mjukt och smidigt. Naturligt vanadin är en blandning av

två isotoper, 0,24 % 50 V och 99,76 % 51 V, där 50 V är svagt radioaktivt. Nio andra isotoper är kända.

Vanadin har påträffats i mer än 65 olika mineral av vilka carnotit (K 2 (UO 2 ) 2 (VO 4 ) 2 *3H 2 O), vanadinit

(Pb[Cl|(VO4) 3 ]) och patronit (VS 4 ) är de viktigaste. Ämnet hittas i en del järnmalmer och förekommer

också i komplexa organiska föreningar i råolja. Medelhalten i rödfyren ligger på 494 mg/kg TS, varav

35-45 % sulfid/organiskt bundet eller i residualen (silikat/oxid). Betydande andelar sitter även bundet

till järnoxider (25-45 %). Halten i alunskiffern ligger omkring 3200 mg/kg TS, varav 80-90 % i residualen

(silikat/oxid).

Vanadin finns i varierande halter i jorden och uppmäts normalt till mellan 50 och 100 ppm i svenska

mineraljordar (SLU, 2003). Det förekommer även i fossila bränslen, vilket medför en allmän förekomst

i luftföroreningar. Däremot är halterna i vatten och föda låga. Bakgrundshalterna varierar från

2,5 till 5 µg/l i sydsvenska sjöar och vattendrag enligt Naturvårdsverkets jämförvärden (Naturvårdsverket,

1999b). Vanadin har inte kunnat påvisas vara ett essentiellt näringsämne för människor. Den

kritiska effekten för vanadinoxid är luftvägsirritation och en yrkesmässig exponering för vanadin kan

verka irriterande på luftvägarna, ge lungblödning och pneumonit.

WHO:s riktvärde för exponering av vanadin via luft (air quality guideline) är 1 µg/m 3 och baseras på

den lägsta nivå som gett skadliga effekter (LOAEL), vilken ligger på 20 µg/m 3 . Suter och Tsao (1996)

anger en lägsta dos på 20 µg/l som kroniskt värde (s.k. Tier II) för ekotoxeffekter i sötvatten.

4.3 Beskrivning av källtermer

Källan till de element som rör sig i mark och vatten i Degerhamnsområdet är framförallt rödfyrshögarna

och den vittrande alunskiffern. Uppskattningsvis finns cirka 2 600 000 m 2 rödfyr upplagt i området,

motsvarande cirka 2 900 000 ton rödfyr. Rödfyren innehåller uppskattningsvis 327 ton arsenik, 5,1 ton

kadmium, 345 ton molybden, 1330 ton vanadin och 213 ton uran.

Rödfyren består till stora/större delen av bränd alunskiffer. Två olika typer av rödfyr finns. En mer

kalkrik s.k. kalkrödfyr som ursprungligen är en restprodukt från kalkbränning. Denna typ av rödfyr

håller ett högt pH (över 6) både i materialet och i lakvattnen, men vittrar dock. Den andra typen av

rödfyr är den s.k. alunrödfyren. Som namnet antyder så den en restprodukt från aluntillverkningen i

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

10


området. Materialet håller betydligt lägre kalkhalter och är tämligen surt (pH 3-4). Båda dessa materialtyper

innehåller inte helt obetydliga rester av sulfider, främst pyrit, och oxiderar således med produktion

av syra och frigörelse av tungmetaller. Syran buffras generellt snabbt p.g.a. innehållet av kalk i

företrädesvis kalkrödfyren och majoriteten av tungmetallerna fastläggs således i andra faser.

Halterna i de två olika rödfyrstyperna skiljer sig inte mycket åt förutom innehållet av kalk. De generella

medelhalterna redovisas i tabell 1. Genom den förbränning som skett av alunskiffern har en fasförändring

skett avseende elementens bindningsätt jämfört med moderbergarterna kalksten och alunskiffer.

Generellt har de sulfidbundna elementen övergått från sulfidfraktionen till att vara bundet mest i

en järnoxidfraktion (se figur 3). Detta innebär också att rödfyrens utlakningsegenskaper förändrats.

Re sidualjord

Ovittrad skiffer

100%

80%

60%

residual

sulf ./ org.

cr. Fe

100%

80%

60%

residual

sulf ./ org.

cr. Fe

40%

20%

0%

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCr CuHgMnMoNi PbSr U V Zn

am. Fe

lab. org.

ads./ carb.

40%

20%

0%

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCr CuHgMnMoNi PbSr U V Zn

am. Fe

lab. org.

ads./ carb.

Vittrad skiffer

Ytlig alunrödfyr

100%

100%

80%

60%

residual

sulf./org.

cr. Fe

80%

60%

residual

sulf./org.

cr. Fe

40%

20%

am. Fe

lab. org.

ads./carb.

40%

20%

am. Fe

lab. org.

ads./carb.

0%

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn

0%

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn

Djup alunrödfyr

Ytlig kalkrödfyr

100%

100%

80%

60%

residual

sulf./org.

cr. Fe

80%

60%

residual

sulf./org.

cr. Fe

40%

20%

am. Fe

lab. org.

ads./carb.

40%

20%

am. Fe

lab. org.

ads./carb.

0%

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn

0%

CaFeMg S Si Al AsBaCdCoCrCuHgMnMoNiPbSr U V Zn

Figur 3. Andelen bundna element i olika faser i residualjord, rödfyr och alunskiffer. Vid jämförelse mellan ovittrad

alunskiffer och de tre rödfyrsproverna ses att andelen element bundna i sulfidfraktionen och residulalen är

hägre i alunskffern, medan andelen element adsorberade eller bundna till järnoxider är högre i rödfyren. En

fasförändring har skett.

I området runt Degerhamn finns också blottat alunskiffer, en av de naturliga bergarter, förutom kalksten,

som finns i området. Det område nära Degerhamn där alunskiffer finns har uppskattats till cirka

125 ha, vilket motsvarar cirka 25 000 000 m 3 alunskiffer. Alunskiffern i sig innehåller betydande

mängder tungmetaller och sulfider, åter igen främst pyrit. Pyrithalter på flera % är inte ovanliga. Alunskiffern

innehåller totalt uppskattningsvis 8320 ton arsenik, 975 ton kadmium, 9170 ton molybden,

210 000 ton vanadin och 5490 ton uran. Det område som är täckt av alunskiffer kan delas upp i ett

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

11


område kallat antropogent vittrad alunskiffer och naturligt vittrad. Skillnaden ligger främst i att de

första områdena har mänsklig aktivitet skapat de förhållanden där alunskiffern utsätts för vittring genom

skifferbrytning. Således är det både skifferväggar och skiffergolv som vittrar. Oxidationen är

mest intensiv i brottväggarna där syre har goda möjligheter till att tränga in i sprickplanen. Den senare,

d.v.s. den naturligt vittrande alunskiffern är generellt täckt av ett tunt jord/moräntäcke. Täcket fungerar

inte tillräckligt för att skydda den från vittring.

På volymsbasis i relation till alunskiffer står rödfyren för cirka 10 % av den totala volymen avfall/bergarter

som innehåller potentiella föroreningar.

Både rödfyren och alunskiffern vittrar idag. Alunskiffern är påverkad ned till djup av cirka 0,4 m i

naturliga områden och ned till djup av omkring 0,2 m i antropogena områden, vilket kan jämföras med

vittringsdjup på mellan 0,2- 1 m i rödfyren. Den naturligt vittrade alunskiffern har varit utsatt för oxidation

i omkring 12 000 år d.v.s. sedan sista istiden. Den ytliga rödfyren har i snitt varit utsatt för oxidation

under omkring 100 år.

Beräkningar av hur länge oxidationen och utlakningen kan pågå har visat att för rödfyrshögarna handlar

det om tiotusentals år för att de ska bli helt genomvittrade. Eftersom vittring/oxidation inte per

definition motsvaras av en lika stor utlakning av vittringsprodukter, eftersom en fördröjning sker genom

olika processer, är sannolikt tidsaspekten för fortsatt utlakning minst lika lång tid, sannolikt mer.

Vittringen och och oxidationen av alunskiffern kommer att pågå under betydligt längre tid, hundratusentals

år, och mer.

Det bedöms således som mindre sannolikt att utlakningen av halterna i rödfyren i sig naturligt skulle

minska. Inte heller bedöms det rimligt att anta att halterna i den ytliga rödfyren genom den kontinuerliga

vittringen/oxidationen och utlakningen på medellångsikt (hundratals år) naturligt skulle sjunka till

nivåer där inga exponeringsrisker finns. Detta inses lätt genom att studera ytlig och djup rödfyr t.ex.

avseende arsenik (tabell 1). På haltbasis är skillnaderna små. Detta gäller för för andra element också.

4.4 Läckage från källan – Beskrivning av huvudsakliga mekanismer

Grunden till läckaget från rödfyren och den naturliga alunskiffern är oxidationen av sulfider. Vid kontakt

med syre oxideras sulfiderna med bildande av svavelsyra som följd och ett sänkt pH-värde, ekv. 1.

Den oxidation som sker av andra metallsulfider genererar ingen syra, dock lösta metalljoner.

Ekv. 1 2FeS 2 + 2H 2 O + 7O 2 → 4H + + 4SO 4 2- + 2Fe 2+

Reaktionen som beskrivs i ekv. 1 står dock inte själv för hela läckaget. Även den naturligt sura nederbörden

bidrar till en naturlig urlakning och ursköljning av föroreningar. Som tidigare nämts sitter en

hel del element bundna till andra faser än enbart sulfider (Se även Projekt Degerhamn rapport

2005:04). Den sura nederbörden, den vid oxidationen bildande syran samt vattnet i sig kan frigöra och

mobilisera element i rödfyren, antingen genom desorbtionsprocesser eller ren upplösning av sekundära

mineral, t.ex. gips och järnoxidhydroxider. Att sådan mineral finns och sannolikt reglerar den vidare

transporten av föroreningar har bekräftats både genom mineralogiska studier och geokemiska beräkningar

(Projekt Degerhamn rapport 2005:04).

Läckaget från rödfyren kan i stort sett ske på två sätt eller två processer. Båda sätten drivs av vatten

(figur 4). I det första fallet kan utlakningen ske genom infilterande vatten direkt i högarna. Föroreningar

sköljs då ut ur högarna ned till grundvattnet i högarna. Ursköljningen kan även ske i randzonerna

som ett ytvattenflöde, en process som sannolikt är vanligast i områden med ringa jordtäcken. Ursköljningen

bör således vara mest effektiv i randzonerna och i områden med hög grundvattenyta. I övriga

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

12


zoner bör olika fastläggningsmekanismer träda in och fördröja utlakningen, vilket medför en långsammare

utlakning.

Nederbörd

Ursköljning

Fastläggningszon

Uttransport

Varierande

Grundvattenyta

Figur 4. Modell över hur läckaget från rödfyren sker.

Det andra sättet eller processen är p.g.a. variationer i grundvattenytan. Åter igen en process eller mekanism

som sannolikt är mer betydande i områden där grundvattenytan ligger nära eller i högarna. En

höjning respektive sänkning över året kan medföra en urlakning av sekundärt anrikade element (jmf.

Öhlander et al., 2001). I Degerhamn kan t.ex. grundvattennivåerna variera upp till 0,5-1 m under året

vilket kan orsaka en ursköljningseffekt. Slutsatserna blir att nederbörden huvudsakligen styr utlakningen,

antingen genom direkt ursköljning eller genom en höjning av grundvattenytan, en effekt som

sannolikt är mest betydande i samband med längre perioder av nederbörd och infiltration. Eventuella

åtgärder för att förhindra spridning bör således syfta till att minska vattentillgången.

Den naturliga frigörelsen från alunskiffern drivs av liknande processer d.v.s. nederbörd och grundvattenstånd.

Variationen i grundvattennivåer bör dock inte vara lika betydande. Alunskiffern är mer permeabel

jämns med sprickplanen och huvuddelen av vittringsvattnet bör gå den vägen, vilket även bekräftats

av geohydrologiska undersökningar (se Projekt Degerhamn rapport 2005:06). Geohydrologiska

undersökningar har också visat att gradienterna och flödet i de djupare akvifärerna är små, vilket

indikerar en ganska ringa tillförsel (infiltration) från övre nivåer d.v.s. den vittrande alunskiffern och

rödfyren. Förklaringen är sannolikt att alunskiffern är ganska impermeabel vertikalt sett och läckaget

till djupare grundvatten främst sker genom större vertikala sprickor, vilket att döma av de utförda undersökningarna

är begränsat förekommande. De fastläggningsmekanismer som sker i berget bör även

de framförallt ske jämns med sprickplanen. Vid kärnborrningar har förekomst av järnoxidhydroxider

och även gips kunnat konstateras i sprickor. Huvuddelen av vittringsvattet flödar således ganska ytligt

och är svårt att direkt urskilja från rödfyrsvattnet p.g.a. likartade processer. Indikationer finns dock

från grundvattenrör satta direkt i ytlig skiffer att detta vittringsvatten kan vara både surt och metallrikt.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

13


4.5 Källbarriärer – Naturliga mekanismer som förhindrar transport från källan

Flera processer ”hämmar” eller minskar konsekvenserna d.v.s. utlakningen av föroreningar från vittringen

av rödfyr och alunskiffer. Det rör sig framförallt om olika buffringsreaktioner, fastläggning och

adsorption av föroreningar eller utfällningsreaktioner. Dessa processer sker i högarna eller i alunskiffern

samt längs vägen i det tunna jordtäcket ut mot huvudrecipienten Kalmarsund.

I den rödfyr som är välbuffrad står olika kalciuminnehållande mineral för den huvudsakliga buffertkapaciteten.

Kalciumkarbonat förekommer till viss del i rödfyren, även släckt kalk (kalciumhydroxid,

portlandit) har identiferats och sannolikt förekommer även kalciumoxid, även om det inte direkt hittats.

Även i alunrödfyren finns buffrande mineral, dock i mindre mängder. Den typen av rödfyr har

inte en lika stor förmåga att buffra syra och motverka pH-sänkningar. De båda rödfyrstyperna är inte

alltid upplagda i enskilda högar utan kan vara omblandad. Generellt överlagrar då kalkrödfyr alunrödfyr.

Alunskiffern i sig innehåller kalciumkarbonat. Kalciumkarbonaten finns sannolikt både utspridd i

alunskiffermatrisen i mindre mängder, men föreligger framförallt som orstenar, d.v.s. stora konkretioner

av kalciumkarbonat. Detta betyder att lokalt, där endast mindre mängd buffrande mineral finns,

kan vittrande alunskiffer uppvisa extremt låga pH (2-3) och därmed höga metallhalter. Detta har även

visats av Envipro (2003) där grundvatten i närheten av en skiffervägg i alunskiffer i Götene kommun

uppvisade pH på omkring 4 och mycket höga tungmetallhalter bl.a. nästan 1 mg/l uran påträffades i

ytligt grundvatten. Den välbuffrade naturen avseende kalkrödfyren i Degerhamn medför dock att denna

typ av rödfyr har en god förmåga att förhindra pH-sänkningar. Den medför också goda betingelser

för olika sorptionsprocesser.

Dessa processerna styrs främst av partikelytornas egenskaper samt även lakvattnens kemiska sammansättning.

Adsorption av både katjoner d.v.s. positivt laddade joner, ofta metaller som Pb 2+ , Zn 2+ , Ag +

m.m. och anjoner, t.ex. sulfat, arsenat och fosfat (SO 4 2- , PO 4 3- , AsO 4 3- ) är beroende av pH. Oftast så

gynnas adsorptionen av positivt laddade joner av ett högt pH medan negativt laddade joner gynnas av

ett lågt pH. Generellt sett så innebär pH under 3-5 att de flesta tungmetaller kvarstår i lösning och inte

fastläggs (Kinniburgh och Jackson, 1981). Detta är förklaringen till att halterna generellt är högre nära

sur rödfyr samt nära skifferbrottens väggar där pH är lågt. De flesta katjoner och anjoner har dock en

god adsorptionsförmåga vid neutrala pH. Adsorption och absorption styrs som sagt av mineralytornas

egenskaper bl.a. den specifika ytan som i stort sett kan anses vara ett mått på antalet ”platser” där jonerna

kan ”fastna”, ju större yta desto fler platser. Lermineral och framförallt rostutfällningar (järnhydroxid)

är kända för att ha stora ytor och således ha en stor potential för att fördröja eller förhindra att

joner sprids vidare (t.ex. Kooner, 1993; Bowell och Bruce; 1995, Coston et al., 1995; Düker et al.,

1995). De mest vanliga sekundära mineralen som påträffats både vid geokemiska modelleringar av

grundvatten under högarna och mineralogiska studier är just dessa järnoxid-hydroxider. Även lermineral

har identifierats (montmorillonit och illit). Järnoxiderna har främst bildats genom förbränningen av

alunskiffern då pyrit oxiderats vid höga temperaturer. Studier har visat att de främst består av hematit

(Fe 2 O 3 ). Det är även detta mineral som ger rödfyren den karaktäristiska röda färgen. Grundvattnen

verkar dock främst innhålla amorfa d.v.s. icke-kristallina järnoxid-hydroxider (götit m.fl). Även manganoxid-hydroxider

verkar kunna förekomma.

Att dessa mineral till viss del reglerar den fortsatta transporten verifieras av de utförda sekventiella

lakningarna (se figur 3). Många s.k. tungmetaller arsenik, kadmium m.m. sitter knutna till de två järnoxidfraktionerna

(kristallina och amorfa).

Andra processer som reglerar de lösta ämnenas rörlighet är direkt utfällning av sekundära mineral. I

terorin kan inte en halt bli högre än den halt som gäller för ett visst mineral då jämvikt råder mellan

mineralet och lösningen. Om lösningens halt är högre faller mineralet ut. Detta är högst teoretiskt eftersom

den ”lösta halten” i praktiken kan vara högre p.g.a. att element sitter bundna i kolloider eller

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

14


undna till olika komplex. De verkar vara lösta men i praktiken som medverkar de enbart lite i dessa

utfällnings/upplösningsreaktioner. Ett mineral som har konstaterats finnas i rödfyren eller grundvattnet

i närheten är framförallt gips, ett kalciumsulfat. Ett antal andra sekundära mineral innehållande spårelement

och tungmetaller har också konstaterats kunna finnas. Ba 3 (AsO 4 ) 2 har konstaterats kunna finnas.

Ett mineral som förutom arsenik även innehåller barium. Blyföreningen plumbogummit

(PbAl 3 (PO 4 ) 2 (OH) 5 :H 2 O) kan även förekomma. Vanadin förekommer möjligen tillsammans med uran

i två föreningar, carnotit (KUO 2 VO 4 ) och tyuyamunit (Ca 0.5 UO 2 VO 4 ). Uran förekommer även möjligen

som ytterligare ett antal föreningar, UO 2 (OH) 2 (UO 2 (OH) 2 ), sköpit (UO 2 (OH) 2 :H 2 O), U 4 O 9 , uraninit

(UO 2 ) samt USiO 4 .

Sorptionsprocesser och utfällning/upplösningsprocesser har således en stor inverkan på de lösta ämnenas

transport inne i avfallen och även i yt- och grundvattnen. I alla medier medför de en fördröjning av

utlakningen och minskar den totala mängden utlakade föroreningar på årsbasis. Naturliga källbarriärer

finns således inom områdes. Att dessa processer är viktiga och inverkar på de totala masstransporterna

inses också vid en jämförelse mellan vad som teoretiskt årligen vittrar loss av t.ex. arsenik från både

alunskiffer och rödfyr med det som verkligen transporteras ut till huvudrecipienten Kalmarsund. En

hel del fastläggs.

5. NUVARANDE OCH FRAMTIDA TRANSPORTVÄGAR

5.1 Beskrivning av transportvägar

Flera olika spridningsvägar är aktuella avseende föroreningar från rödfyren. Spridningen sker inte

enbart med vatten, utan vindtransport och spridning genom mänsklig aktivitet är också relevanta vägar.

Spridning av föroreningar med ytvatten sker genom de ytvattenflöden, diken och bäckar som finns i

området. Transporten sker inte under hela året utan sker främst i samband med intensiv nederbörd.

Stora delar av året är dessa diken och bäckar nämligen torrlagda. Transporten med grundvatten sker

dock året runt. Den enda transportriktningen, både, avseende ytvatten och grundvatten är mot Kalmarsund.

Transportriktningen för både yt- och grundvatten från rödfyren är ganska centrerad till just rödfyrsområdet

runt det nuvarande bruket och gamla södra bruket. Någon diffus spridning från rödfyrnområdena

d.v.s. norr- eller söderut finns inte (se Projekt Degerhamn rapport 2005:06).

Vindspridning av rödfyr har också bedömts vara en relevant spridningsväg. För att partiklar ska damma

till omgivningen måste de vara så små att tyngdkraften nedåt övervinns av krafter i andra riktningar.

Partiklar binds också till varandra genom interna krafter (adhesions- och kohesionskrafter) vars

storlek bland annat beror på vatteninnehållet. Detta innebär att dammspridningsrisken är som störst

under torr väderlek. I rödfyren finns mindre partiklar som skulle kunna damma (baserade på utförda

siktförsök). Ett skäl till att damning inte är en större spridningsväg skulle kunna bero på rödfyrens

ålder. P.g.a. åldern har redan finpartiklarna transporterats iväg och en överyta av större partiklar, delvis

sammankittade har bildats.

Ytterligare en relevant spridningsväg för föroreningar och rödfyr är mänsklig aktivitet. Huvudelen av

rödfyren förekommer i en relativt bra fraktion för att kunna fungera som utfyllnad (grus, sand). Det är

tydligt i Degerhamnsområdet att den även fungerat som utfyllnadsmaterial vid t.ex. byggnation av

vägar och planer. Huruvida rödfyren även använts utanför Degerhamnsområdet är inte känt.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

15


De aktuella spridningsvägarna är således idagsläget:

• Spridning genom ytvatten

• Spridning genom grundvatten

• Damning

• Mänsklig aktivitet.

Det finns ingenting som tyder på att andra transportvägar än dessa är aktuella i framtiden.

5.2 Spridning från källan – rödfyr och alunskiffer

Den huvudsakliga antropogena källan är rödfyren i området. Till spridningen till Kalmarsund ska även

läggas det som sprids från den vittrande alunskiffern, som inte står för ett helt obetydligt läckage.

Tabell 3. Sammanställning av årlig transport med olika källor från Degerhamnsområdet. Den naturliga transporten

anses representeras av transporten i Strömmeln.

Ytvatten

från rödfyr

Naturlig

transport

(Strömmeln)

Grundvatten

Damning

kg/år kg/år kg/år kg/år

As 0,15 0,07 0.27 0,82

Ba 12 11,5 5.3 -

Cd 0,05 0,02 0.87 0,07

Co 0,03 0,03 26 -

Cu 0,7 0,5 23 1,6

Cr-tot 0,02 0,09 0.44 0,5

Hg - - - -

Mo 8,5 4,5 9.0 -

Ni 1,8 0,4 50 1,4

Pb 0,01 0,04 0.10 1,3

V 0,15 0,14 0.24 2,3

Zn 1,2 0,4 62 8,1

U 7,6 14 15 -

- Ej beräknad p.g.a. avsaknad av data.

Läckaget från rödfyren till huvudrecipienten Kalmarsund sker i huvudsak på två sätt. Antingen genom

ett direkt utläckage av grundvatten eller genom de små ytvattenflöden som finns i området. Huvuddelen

av grundvattnet flödar relativt ytligt och tränger inte ned till de djupare akvifärerna (se Projekt

Degerhamn 2005:06). En naturlig transportbarriär finns således mellan den vittrande rödfyren, alunskiffern

och de djupare akvifärerna. Risken för att de djupare akvifärerna som används för dricksvattenuttag

förorenas är obetydlig. Vattenkvaliteten i den övre akvifären (översta 5-10 m) är dock sämre

p.g.a. alunskifferns vittring i sig samt spridning av föroreningar från rödfyren.

Mängderna som flödar ut med grundvattnet, ytvattnen och via damning redovisas i tabell 3.

Den spridning som sker med ytvatten och grundvatten överstiger generellt den som sker genom damning

(förutom för arsenik, bly och vanadin). Den naturliga bakgrundstransporten som exemplifieras

med transporten av uran vid utloppet av Strömmeln är även den betydande.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

16


5.3 Transportbarriärer

Som transportbarriärer kan de mekanismer fungera som fastlägger eller fördröjer utlakningen av föroreningar

från källan till skyddsobjekten. I Degerhamn så är dessa mekanismer i stort sett de samma

som fungerar som källbarriärer d.v.s olika sorbtions och utfällningsreaktioner. Eftersom strömningssträckan

i ytvattnen och därmed tiden från källan till skydsobjekten är så små, i fallet Kalmarsund,

finns det ingen möjliget för dessa reaktioner att verka effektivt. De föroreningar som lakas ut och

sprids från rödfyren transporteras även vidare utan någon större fördröjning.

När det gäller transporten av vatten (grundvatten) i de tunna jordlager eller i berget finns det en större

möjlighet för fördröjning. Viss fastläggning sker sannolikt, men den huvudsakliga fördröjningen sker

inne i högarna eller strax under dem (källbarriär). En naturlig transportbarriär finns även i den naturliga

berggrunden genom att alunskiffern är mer permeabel horisontellt samt är ganska tät vertikalt. Detta

förhindrar vidare transport av föroreningar ned till den djupare akvifären.

6. SKYDDSOBJEKT

6.1 Beskrivning av skyddsobjekt

Ett antal skyddsobjekt finns i Degerhamnsområdet. De aktuella skyddsobjekten som finns utgörs av:

- Boende i området

- Besökare i området

- Miljön inom området

- Kalmarsund

De boende i området är företrädesvis lokaliserade till norra delen av rödfyrsområdet, nära kusten. Bostäder

finns även i närheten av södra bruket. Stora delar av området där rödfyren är deponerad är dock

obebott. Området uttnyttjas däremot som ströv- och fritidsområde. Stigar, mindre vägar och promenadstråk

finns över hela området. Några direkta vattenrelaterade skyddsobjekt finns inte. Ett antal

mindre diken och bäckar finns inom området. Dessa är främst vattenförande i samband med stor nederbörd

och har då mer karaktären av dagvattenledningar d.v.s. stråk som direkt leder bort nederbördsvatten.

Eftersom dessa diken och bäckar större delen av året är torrlagda bedöms det inte direkt

finnas några skyddsvärda ekosystem i dem. En större vattenansamling finns i den norra delen av området,

den s.k. fågelsjön. Denna fågelsjö är grund, endast någon meter, och i praktiken ett vattenfyllt

skifferbrott, till stora delar även vassbevuxet. Sjön mottar idag lakvatten från de blottlagda skifferytorna

och håller sulfathalter på mellan 40-60 mg/l, men relativt låga metallhalter, pH ligger omkring 6-

6,5. Halterna av metaller i sedimenten är också tämligen låga t.ex. cirka 10 mg/kg TS arsenik, cirka 5

mg/kg TS kadmium och omkring 300 mg/kg TS zink. Något betydande påslag av föroreningar verkar

inte finnas. Sjön i sig kan dock ha ett värde för fågellivet i området och därmed ha ett visst naturvärde.

Sjön anses dock inte vara ett skyddsobjekt i sig.

Strax öster om Degerhamn finns flera naturreservat bl.a. Albrunna alvar, ett landskap med tunna jordar

och långsträckta höjdryggar, där bl.a. växten solvända växer över stora områden. Naturreservaten ligger

i ett riksintresse för naturvården, nämligen Stora Alvaret. Själva Degerhamsområdet i sig där rödfyren

finns är klassat som ett riksintresse för kulturmiljövården. Detta har utretts separat och finns

ytterligare beskrivet i Projekt Degerhamn rapport 2004:01. Några bevaransvärda nyckelbiotoper har

inte kunnat konstateras i Degerhamnsområdet (t.ex. Skogsvårdsstyrelsen, 2004). Några direkt skyddsvärda

ekosystem eller arter är inte heller kända i anknytning till rödfyrshögarna och skifferbrotten. I de

mer kalkrika högarna kan det dock tänkas att kalkälskande arter kan förekomma.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

17


Ett av de större skyddsobjekten är den slutliga recipienten, Kalmarsund som är en del av Östersjön. Ett

objekt som redan idag är belastat av flera källor t.ex. läckage både direkta och mer diffusa från industrier

och tätorter.

6.2 Exponeringsvägar

6.2.1 Allmänt

Både människa och miljö utsätts för exponering för föroreningar från rödfyren, men också alunskiffern

samt den residualjord som finns i området. Människor exponeras i huvudsak genom faktorer såsom

damning, inandning, hudkontakt och i de fall grundvattnet utnyttjas som dricksvatten. När det gäller

miljön påverkas denna i huvudsak dels genom att markmiljön påverkas i området där föroreningarna

finns och dels via spridning till ytvatten.

För de olika exponeringsvägarna kan halter beräknas (referenskoncentrationer) där ingen menlig negativ

effekt på människors hälsa och miljö uppkommer.

6.2.2 Metod och modell för platsspecifik bedömning

För att få en uppfattning om vilka halter av olika föroreningar som kan ge menliga, negativa effekter

hos människors hälsa och miljö har s.k. referenskoncentrationer beräknats för Degerhamnsområdet för

olika ämnen och exponeringsvägar. Alla beräkningar har skett enligt modellerna beskrivna i Naturvårdsverkets

rapport nr 4639, ”Development of generic guideline values” (Naturvårdsverket, 1997b).

Orsaken till att platsspecifika värden beräknats är främst att exponeringstider för människor och att

lakbarheten av olika ämnen bedömts skilja sig åt jämfört med de antaganden som använts vid framtagandet

av de generella riktvärdena samt värden för utspädning etc.

Valet av ämnen har baserats på dels de ämnen som det finns beräknade generella riktvärden för samt

som tillägg de element som bedöms kunna utgöra risker. Dessa referenskoncentrationerna kan omvandlas

till s.k. platsspecifika riktvärden och fungera som underlag för t.ex. mätbara åtgärdsmål. Det

har dock valts att enbart använda de beräknade referenskoncentrationerna som ett underlag vid riskbedömningen

och bedömning av relevanta exponeringsvägar. De beräknade referenskoncentrationerna

ska således inte ses som absoluta och fixa tal. De beräknade referenskoncentrationerna har i de fall

lakbarheten inte direkt använts vid beräkningarna, jämförts med resultat från sekventiella lakningar

d.v.s. försök har gjorts att ta hänsyn till möjlig tillgänglighet och upptag i människor. Det måste här

nämnas att de sekventiella lakningarna inte i absoluta tal visar vad som direkt är tillgängligt för människor

och för upptag i växter. De anses dock ge bra indikationer.

De exponeringsvägar som har betraktats som möjliga vid olika markanvändningsalternativ för de generella

riktvärdena samt för de platsspecifika förhållandena i Degerhamn redovisas i tabell 4. För Degerhamnsområdet

har referenskoncentrationer för relevanta exponeringsvägar, enligt tabell 4, beräknats

för fallen boende i området samt att områden utnyttjas som strövområden. Några andra markanvändningsalternativ

har inte bedömts vara relevanta.

Avfallen är finkorniga och inandning av damm bedöms som en relevant exponeringsväg för både boende

och strövande i området, även upptag av jord och hudkontakt bedöms som en relevant exponeringsväg

för båda alternativen. För boende i området har det dessutom antagits att grundvattenbrunnar

utnyttjas för dricksvattenuttag och att odling av grönsaker inte kan uteslutas. Dricksvattenintag sker

idag enbart sparsamt nedströms rödfyrshögarna, företrädesvis längs kusten. De flesta brunnarna ligger

även utanför rödfyrens direkta influensområde. Intag via fisk har inte beräknats då rekommendationer

från Livsmedelsverket finns för hur ofta insjöfisk bör ätas. Några vattendrag lämpliga för fiske finns

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

18


heller inte i Degerhamnsområdet. Fisk är därför inte en relevant exponeringsväg. Exponering via ångor

bedöms heller inte relevant eftersom inga av elementen avgår i gasfas vid normal temperatur. För påverkan

på miljö antas exponeringsvägarna motsvara mindre känslig markanvändning eftersom områdena

är påverkade av mänsklig aktivitet och rödfyr sedan många år.

Tabell 4. Exponeringsvägar vid känslig markanvändning (KM) samt mindre känslig markanvändning (MKM)

enligt Naturvårdsverkets generella riktvärden samt platsspecifika exponeringsvägar för Degerhamnsområdet.

Exponeringsväg KM MKM Boende

Degerhamn

Strövområde

Degerhamn

Människor:

Intag av jord x x x x

Hudkontakt x x x x

Inandning av damm x x x x

Inandning av ångor x x

Intag av grundvatten

x

x

Intag av grönsaker x x

Intag av fisk

x

Miljön:

Effekter inom området

x x x x

Effekter i ytvattenrecipient

x x x x

Vid bedömningen av hälsoriskerna för människa från ett förorenat område används bl.a. information

gällande vilka doser som ger en viss effekt, eller sambandet mellan dos-respons för människa. Sådana

data är utgångspunkten för de s.k. tröskelvärdena som ger en viss negativ effekt och tas fram genom

experiment eller epidemiologiska studier. För de flesta föreningar uttrycks dessa tröskelvärden, efter

att säkerhetsfaktorer används för att ta hänsyn till osäkerheter i de tillgängliga data, som en tolerabelt

daglig dos/intag (TDI) med enheten mg/kg kroppsvikt och dag. När det gäller cancerogena ämnen t.ex.

arsenik används matematiska beräkningar på låga doser där riskerna anses vara acceptabla t.ex. ett

ökat cancerfall på 100 000 under en livstid. Till grund för Naturvårdsverkets generella riktvärden har

bakgrundsdata för TDI från bl.a. WHO (World Health Organization) och gränser för ekotoxikologiska

effekter från Canada och Nederländerna använts. Indata för beräkning har i mån det

bedömts relevant tagits från och uppdaterats från dessa källor samt även US.EPA. För övriga värden

som t.ex. för kroppsvikt, exponerad hudyta, plantupptag, toxikologisk referenskoncentration i luft,

inandningshastighet, ekotoxikologiska effekter etc. har data från Naturvårdsverket som används i beräkningarna

av de generella riktvärdena använts. För lakegenskaper och lakbarhet, utspädningsförhållanden

och exponeringstid har däremot direkt platsspecifika data använts.

6.2.3 Antaganden och beräkningar

Direkt intag av jord

Oral exponering av föroreningar antas ske via direktintag av jord eller genom smutsiga fingrar, händer

eller mat som stoppas i munnen. Intaget är åldersberoende och bedöms vara störst för små barn. De

viktigaste parametrarna är det dagliga intaget, föroreningens biotillgänglighet d.v.s. mineralform, partikelstorlek,

graden av inkapsling och den kemiska formen (Ruby et al., 1999). För barn uppskattas det

genomsnittliga intaget av jord till 200 mg/dag, vilket betraktas som ett konservativt värde enligt

US.EPA. Som jämförelse kan nämnas att upptaget för enstaka s.k. pica-barn uppgår till 10000 mg/dag

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

19


vid akut exponeringsbedömning. För vuxna uppskattad upptaget till 50 mg/dag, d.v.s. samma antagande

som använts i beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden. För arsenik har cancerrisken

beaktats.

För de flesta av studerade element finns TDI-värden. För uran finns ett provisoriskt värde (0,0006

mg/kg, d) enligt WHO. För molybden har däremot inget TDI-värde hittats i litteraturen, utan en referensdos

(RfD) har använts i beräkningarna (0,005 mg/kg, d) enligt Integrated Risk Information System

(IRIS), http://www.epa.gov/iris/subst/0425.htm, en elektronisk databas utarbetad av amerikanska naturvårdsverket

innehållandes information om hälsoeffekter p.g.a. exponering för olika kemikalier i

miljön.

För boende inom området bedöms både barn och vuxna exponeras hela året, d.v.s. 365 dagar/år. För

strövområde bedöms vuxna promenera en dag per vecka inom området, d.v.s. exponeras 52 dagar/år.

Små barn bedöms utnyttja området för lek en dag varannan vecka och bedöms exponeras 26 dagar/år.

Referenskoncentrationen beräknas för barn i åldern 0-6 år, och så små barn bedöms inte leka i området

oftare än så.

Resultaten från beräkningarna av referenskoncentrationer för exponeringsvägen redovisas i tabell 5

tillsammans med medelhalten för all rödfyr i området, den procentuella lakbarheten samt den beräknande

lakbara halten. Indata för lakbarheten har tagits från de utförda sekventiella lakningarna. Det har

antagits att den andel som är tillgänglig i mag-tarmkanalen är den del som sitter lätt adsorberbart, karbonatbundet,

organiskt bundet eller bundet till amorfa oxidhydroxidfraktioner. Ruby et al., (1999)

nämner att sulfidbundna element är mindre biotillgängliga. Element bundna i sulfidfraktionen, samt i

kristallina oxid-hydroxidfaser och silikatbundna har således exkluderats. De har ansetts för svårlösliga

i mag-tarmkanalen.

Tabell 5. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen intag av jord med medelhalten i rödfyr,

lakbarheten samt mängden lakbart redovisade för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära

en risk vid intag av jord.

Intag av jord

(mg/kg TS)

Boende

Strövområde

Medelhalt

Rödfyr

(mg/kg TS)

Lakbarhet

max-min

(%)

Mängd Lakbar

max-min

(mg/kg TS)

As 527/4 1 5517/37 1 109 17-51 19-56

Ba 1500 21058 1210 9-14 109-169

Cd 75 1053 2,2 36-68 0,8-1,5

Co 105 1474 16,6 32-40 5,3-6,4

Cu 37500 526442 90,4 35-50 32-45

Cr-tot 75000 e.b. 99,4 3-4 3-4

Hg 35 495 0,13 5-33 0,007-0,05

Mo 375 5264 123 9-12 11-15

Ni 375 5264 57,6 25-30 14,4-17,3

Pb 263 3685 29,7 16-33 4,8-9,8

V 525 7370 487 6-9 29-44

Zn 75000 e.b. 130 26-52 34-68

U 45 632 84,9 42-69 35,7-58,6

e.b. Ej begränsande

1 Beräknat med RfD-data från US.EPA/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken. Ett fall på 100 000 accepteras.

2 %-Lakbarhet = summan av lätt adsorberbart, karbonatbundet, organiskt bundet samt bundet till amorfa oxidhydroxidfraktioner.

Resultaten visar att det bara är ett element som kan utgöra en risk nämligen arsenik. Detta om det tas

hänsyn till cancerrisken. Arsenik utgör en risk för båda markanvändningsalternativen. Om indata som

tar hänsyn till cancerrisken (US.EPA) används erhålls en referenskoncentration på 4 mg/kg TS för

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

20


oendeområden respektive 37 mg/kg TS för strövområden. Koncentrationerna kan jämföras med medelhalten

i rödfyren på 109 mg/kg TS varav 19-56 mg/kg TS bedöms kunna vara tillgängligt i magtarmkanalen.

Rödfyren bedöms således kunna utgöra en risk vid intag av jord. Sannolikheten för intag

bedöms bedöms som stor och konsekvenserna vid intag under en längre tid likaså. Den letala dosen

arseniktrioxid uppgår t.ex. till mellan 70-180 mg (1-2 mg/kg kroppsvikt). Dagligt intag av 1-4 mg As

under några veckor har hos barn visats ge upphov till allvarliga skador, vissa med dödlig utgång (Victorin

et al., 1990). Ett intag av 70-180 mg arsenik genom intag av rödfyr motsvarar ett direkt intag av

mellan 640-1600 g rödfyr vid ett och samma tillfälle. Sannolikheten av att vid ett tillfälle få i sig en

dödlig dos bedöms därför som osannolik.

De framräknande referenskoncentrationerna är för arsenik lägre jämfört med den naturliga jordmånen

(4-13 mg/kg TS) för boendeområden. Även den naturliga jordmånen i området kan således vara

olämplig för boende beroende på sitt arsenikinnehåll. Sannolikheten och konsekvenserna bedöms dock

som små (se resonemang avseende rödfyr). De beräknade referenskoncentrationerna är också lägre

jämfört med alunskifferns halter (65-128 mg/kg TS) för båda markanvändningsalternativen. Lakbarheten

för arsenik i alunskiffern varierar från cirka 7 % för ovittrad skiffer och cirka 36 % för vittrad skiffer.

Detta motsvarar i halt 9 mg/kg TS för ovittrad alunskifferskiffer och 23 mg/kg TS för vittrad alunskiffer.

Andelen lakbar arsenik i alunskiffern är relativt hög och resultaten visar på att andelen ligger

högre jämfört med de framräknade referenskoncentrationerna framförallt för bostadsanvändning. Ruby

et. al., (1999) menar dock att partikelstorleken i sig är en viktig faktor för biotillgängligheten. Eftersom

alunskiffern främst finns i större stycken och kornstorlekar bedöms således inte den direkt utgöra

någon risk. Både sannolikheten och konsekvenserna av att inta en för stor mängd alunskiffer bedöms

som små.

Hudkontakt

När det gäller hudkontakt sker exponering när förorenad jord fastnar på huden och föroreningar tas

upp i blodet genom huden. De kroppsdelar som huvudsakligen exponeras är händer, armar, fötter och

ben. Exponeringen är bl.a. beroende av exponerad hudyta, mängden jord som fastnar på huden och

exponeringstid. Beräkningen av referenskoncentrationen utgår från TDI-doser samt risken för cancer.

Exponeringstiden är kortare än vid upptag av jord eftersom tiden av året då stora hudytor exponeras

för damning är kortare än möjligheten att få i sig föroreningar via munnen. För boende inom området

bedöms barn exponeras 80 dagar per år och vuxna 45 dagar/år, d.v.s. samma antagande som för beräkning

av de generella riktvärdena för känslig markanvändning. För strövområde bedöms vuxna exponeras

ungefär en tredjedel av tiden som vistelse sker i området eftersom den största exponeringen sker

under sommarperioden, d.v.s. vid promenad en dag per vecka uppskattas exponeringen till ungefär 15

dagar/år. Övrig tid under året bedöms ingen hud exponeras för föroreningar. Barn bedöms exponeras

under ungefär hälften av tiden som de antas vistas i området eftersom de har ett annat rörelsemönster

än vuxna, d.v.s. exponering bedöms ske ungefär 15 dagar/år.

I beräkningen används även en ämnesspecifik adsorptionsfaktor för hudupptag. För uran och molybden

har värdet 0,001 hämtats från Risk Assessment Information System, http://risk.lsd.ornl.gov. För

övriga parametrar, t.ex. exponerad hudyta och daglig hudexponering, bedöms de data som använts för

de generella riktvärdena som tillämpbara.

Beräkningarna visar åter att arsenik kan utgöra ett problem om hänsyn tas till cancerrisken. Den framräknande

referenskoncentrationen på 67 mg/kg TS ligger under medelhalten för rödfyren. Denna exponeringsväg

bedöms som sannolik.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

21


Tabell 6. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen hudkontakt med medelhalten i rödfyr redovisad

för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.

Hudkontakt

(mg/kg TS)

Boende

Strövområde

Medelhalt

Rödfyr

(mg/kg TS)

As 10011/67 1 40152/269 1 109

Ba e.b. e.b. 1210

Cd 349 1862 2,2

Co 3422 18250 16,6

Cu e.b. e.b. 90,4

Cr-tot e.b. e.b. 99,4

Hg 543155 2451 0,13

Mo 244420 e.b. 123

Ni 698 3724 57,6

Pb 28516 152083 29,7

V 342188 e.b. 487

Zn e.b. e.b. 130

U 29330 156429 84,9

e.b. Ej begränsande

Beräknat med RfD-data från US.EPA/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken. Ett fall på 100 000 accepteras.

Referenskoncentrationen är också lägre än medelhalten för både vittrad och ovittrad skiffer. Trots

detta bedöms inte skiffern utgöra någon risk. Alunskifffern är till större delen täckt av jordmån i de

områden där bostäder finns och kontakttiden är begränsad, vilket kan göra att kontakttiden är överskattad

för speciellt barn. En minskad kontakttid för markanvändningsalternativet boende från t.ex. 70

dagar till 10 dagar per år för barn medför att den beräknade referenskoncentrationen i stort sett hamnar

i nivå med halterna i alunskiffern d.v.s. knappt någon risk alls. Sannolikheten och konsekvenserna

bedöms således som små avseende alunskiffern.

Inandning av damm

Vid inandning av damm bedöms inandning av fina dispergerade dammpartiklar vara en relevant exponeringsväg

i de tre områdena framför allt vid varma sommardagar. Partiklar större än 10 µm fastnar i

bronkerna men kan senare sväljas och de finare partiklarna kan direkt gå ned i lungorna. De generella

riktvärdena har beräknats utifrån en toxikologisk referenskoncentration i luft eller, när sådant värde

saknas, utifrån TDI-värden och genomsnittlig daglig inandning. Sättet för platspecifik beräkning är

liknande. För uran och molybden har värden för TDI använts. Avseende arsenik och kadmium så har

beräkningar gjorts med RfC-data där hänsyn tas till cancerriskerna.enligt WHO.

Koncentrationen av förorenat stoft i luften antas vara samma som för beräkningarna av de generella

riktvärdena. För beräkning utifrån TDI-värden bedöms exponeringstiden vara den samma som för

intag av jord enligt ovan, d.v.s. för boende inom området 365 dagar/år för både barn och vuxna och för

strövområde 52 dagar/år för vuxna och 26 dagar/år för barn. För övriga parametrar, t.ex. andningshastighet

och lungretention, bedöms de data som använts för de generella riktvärdena som tillämpbara.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

22


Tabell 7. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen inandning av damm med medelhalten i

rödfyr redovisad för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.

Inandning av damm

(mg/kg TS)

Boende

Strövområde

As 164 1 1095 1 109

Ba 12252 1 81683 1 1210

Cd 123 1 817 1 2,2

Co 89859 2 e.b. 2 16,6

Cu e.b. 2 e.b. 2 90,4

Cr-tot e.b. 2 e.b. 2 99,4

Hg 24505 1 163367 1 0,13

Mo 320924 2 e.b. 2 123

Ni 613 1 4084 1 57,6

Pb 12252 1 81683 1 29,7

V 24505 1 163367 1 487

Zn e.b. 2 e.b. 2 130

U 38511 2 540634 2 84,9

e.b. Ej begränsande

1 Beräknat med RfC-data.

2 Beräknat med TDI-data.

Medelhalt

Rödfyr

(mg/kg TS)

Beräkningarna visar att damning inte är en relevant exponeringsväg för något element. Ingen risk bedöms

heller finnas för alunskiffern. Den dammar ej och risken är således obefintlig.

Intag av grundvatten

Beträffande intag av grundvatten kan grundvatten bli kontaminerat antingen genom kontaminering av

en grundvattenbrunn eller via inträngning i dricksvattenledning i det förorenade området. Vid beräkning

av de svenska generella riktvärdena har endast direkt kontaminering av vattenbrunn beaktats. Att

inträngning av vittringsvatten även sker i ledningar är sannolik med tanke på erfarenheterna avseende

kadmiumproblematiken i reningsverksslammet i Degerhamn.

Referenskoncentrationerna för intag av grundvatten har beräknas utifrån toxikologiskt baserade dricksvattenkriterier.

Har dricksvattenkriterier saknats har referenskoncentrationerna i stället beräknats via

exponeringen då doserna för tolerabelt dagligt intag använts. Beräkning av referenskoncentrationerna

för Degerhamnsområdet har utförts på samma sätt som beräkning av Naturvårdsverkets generella riktvärden

men med platsspecifik hänsyn till föroreningsutbredning, gradient och hydraulisk konduktivitet

i området samt K D -värden bestämda utifrån utförda lakförsök och totalhalter, d.v.s. hänsyn har tagits

till den verkliga lakbarheten. Antagandet för K D -värdet är att vittringen och borttransporten av vittringsprodukter

har nått ”steady-state” d.v.s. att borttransporten och ursköljningen motsvaras av en lika

stor lossvittring av metaller. När det gäller äldre vittrande material bedöms detta som ett rimligt antagande,

däremot inte när det gäller färskare avfall där en ökad vittring kan ske med tiden (se även Projekt

Degerhamn rapport 2005:04). Beräkningar med K D -värden genomförs också med det antagandet

att alla element har ett linjärt samband mellan fast och löst fas d.v.s. linjära sorbtionsisotermer. Beräkningarna

har därför gjorts för flera olika alternativ eller för max-min K D -värden baserade på lakförsök

på både rödfyr och alunskiffer (”känslighetsanalys”). Detta även för att visa på betydelsen av den naturliga

vittringen av alunskiffern i området. K D -värdena har bestämts genom s.k. skakförsök (L/S 2

och L/S 10). Generellt uppvisar vittrad alunskiffer låga K D -värden p.g.a. mängden sekundära mineral

som löser upp sig vid bestämningen av K D genom lakförsök (skakförsök), vilket bekräftas av grundvattenanalyser

nära vittrande brytväggar, vilka uppvisar höga metallhalter i Degerhamnsområdet.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

23


För uran finns ett provisoriskt gränsvärde från WHO på 0,015 mg/l. WHO anger också ett gränsvärde

för molybden på 0,07 mg/l. För arsenik har beräkningar genomförts på två sätt. Dels med livsmedelsverkets

gränsvärde (10 µg/l) som indata dels med konservativa indata avseende cancerrisken (0,2 µg/l

risknivå 1 på 100 000 enligt US.EPA).

Referenskoncentrationerna för intag av grundvatten gäller främst Degerhamnsområdets norra del där

fastigheterna inte har kommunalt dricksvatten utan där enskilda brunnar finns med dricksvattenuttag.

Beräkningarna visar även riskerna generellt och i jämförelse med alunskiffern. Brunnarna i norra delen

av Degerhamnsområdet ligger dock delvis utanför det direkta dräneringsområdet för rödfyren i det

norra området och nere i sandstensakvifären. Geohydrologiska undersökningar (se Projekt Degerhamn

rapport 2005:06) har visat att huvuddelen av lakvattnen från den naturligft vittrande alunskiffern och

rödfyren flödar ytligt i den uppruckna alunskiffern. Risken för förorening av det djupare grundvattnet

som används för uttag av dricksvatten har bedömts som mindre.

Tabell 8. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen intag av grundvatten med varierande K D -

värden för rödfyr (lågt K D = lakbart, högt K D = mindre lakbart) med medelhalten i rödfyr redovisad för jämförelse.

Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.

Intag av grundvatten

(mg/kg TS)

min K D

max K D

Medelhalt

Rödfyr

(mg/kg TS)

As 4812/96 1 348438/6967 1 109

Ba e.b. e.b. 1210

Cd 84 1176 2,2

Co 542 2 560131 2 16,6

Cu e.b. e.b. 90,4

Cr-tot e.b. e.b. 99,4

Hg 1507 8407 0,13

Mo 2008 758952 123

Ni 1050 277674 57,6

Pb 246087 e.b. 29,7

V 504952 e.b. 487

Zn e.b. e.b. 130

U 1554 e.b. 84,9

e.b. Ej begränsande

1 Beräknat med data från Livsmedelsverket/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken.

2 Beräknat med TDI

Avståndet från det förorenade området, d.v.s. rödfyr, till brunn har uppskattats till 400 m. Längden av

det förorenade området i grundvattenflödets riktning har bedömts uppgå till 200 m. Infiltrationen tillgänglig

för både grund- och ytvattenbildning har för beräkningarna bedömts som mest kunna uppgå

till 150 mm/år (se Projekt Degerhamn 2005:06). Densiteten hos materialet har satts till 1,1 ton/m 3 enligt

laboratorietest. Gradienten i områdena har uppskattats till 0,05 och akvifärens mäktighet har bedömts

till 20 m. Djup som bedömts rimliga baserade på data från brunnsarkivet. Akvifären där vatten

tas från omfattar således både jordlagret ovan skiffern i området samt de övre lagren av skiffern.

Referenskoncentrationerna har vidare beräknats för dels en hydraulisk konduktivitet i rödfyr och jord

uppgående till 3×10 -4 m/s och dels för en hydraulisk konduktivitet i skiffer uppgåendes till 5×10 -7 m/s,

utifrån utförda hydrauliska tester.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

24


Tabell 9. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen intag av grundvatten med varierande K D -

värden för alunskiffer (lågt K D = lakbart, högt K D = mindre lakbart) med medelhalten i vittrad och ovittrad

naturlig skiffer redovisad för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.

Intag av grundvatten

(mg/kg TS)

min K D

max K D

Medelhalt vittrad

naturlig skiffer

(mg/kg TS)

Medelhalt ovittrad

naturlig skiffer

(mg/kg TS)

As 186/4 1 549/11 1 61,2 131

Ba 4602 136785 825 723

Cd 0,05 10,6 11,3 14,1

Co 0,6 2 1509 2 3,95 16,9

Cu 1347 e.b. 175 206

Cr-tot 359 31035 114 105

Hg 186 691 0,171 0,143

Mo 3 12333 153 124

Ni 3 4706 123 320

Pb 1152 6835 41,3 41,1

V 6597 2 167632 2 3325 3115

Zn 83 e.b. 381 498

U 12 246 89,3 83,9

e.b. Ej begränsande

1 Beräknat med data från Livsmedelsverket/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken.

2 Beräknat med TDI

Beräkningarna visar att det kan finnas risk för förorening av grundvattnet i brunnar om spridning av

lakvatten från rödfyren sker mot sådana. Utspädningen räcker inte till. Det måste betonas att ingen

direkt hänsyn tas till olika fastläggningsmekanismer som kan ske under transporten. Geokemiska modelleringar

(se Projekt Degerhamn rapport 2005:04) har visat att sådana mekanismer är betydelsefulla.

Beräkningarna visar också att det framförallt är arsenik som kan medföra problem. Sannolikheten och

konsekvenserna för läckage och förorening av befintliga brunnar idag bedöms som liten. Undersökningar

har visat att vattnet från rödfyren främst flödar ytligt mot Kalmarsund. Större delen av de fastigheter

i norra delen av Degerhamn ligger även utanför det direkta dräneringsområdet.

Den vittrande alunskiffern är ett större problem. Beräkningarna visar att arsenik, kadmium, kobolt,

molybden, nickel, zink och uran kan innebära problem. Problemet verkar främst finnas hos den redan

vittrade alunskiffern.

Sammanfattningsvis så tyder beräkningarna på att det idag inte bör finnas någon antydan till påverkan

i brunnarna nedströms rödfyrshögarna. Detta bekräftas av utförda undersökningar. Brunnarna generellt

i Degerhamnsområdet håller dock höga uranhalter något som av beräkningarna verkar tyda på ett naturligt

påslag från alunskiffern. Beräkningarna antyder också, även om slutsatsen kan tyckas vara hårddragen,

att källan till kadmiumet i reningsverksslammet inte kommer från rödfyren utan snarare från

vittrande alunskiffer.

Intag av grönsaker

Intag av grönsaker som växer på förorenade områden kan innebära att man får i sig föroreningar som

grönsakerna tagit upp från jorden genom rötterna eller genom deposition av damm på t.ex. blad. För

beräkning av de generella svenska riktvärden har en upptagsfaktor beräknats genom att ta hänsyn till

upptaget i både stam och rötter som sedan ska representera upptaget i växter. Viktiga parametrar för

exponering är koncentrationen i de ätliga delarna av växten, det dagliga intaget och andelen av konsumtionen

som har odlats på plats. Beräkningarna görs utifrån doserna för tolerabelt dagligt intag. Det

måste betonas att olika växter upptar element i olika hög grad (t.ex. Stoltz och Greger, 2002; Stoltz,

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

25


2004), vilket gör dessa och liknande beräkningar svåra att göra. De framräknande referenskoncentrationerna

ska således inte tas som fixa halter utan snarare visa möjliga risker.

Tabell 10. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen intag av grönsaker med medelhalten i rödfyr

redovisad för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.

Intag av

grönsaker

Medelhalt

Rödfyr

mg/kg TS mg/kg TS

As 4 109

Ba 270 1210

Cd 18 2,2

Co 473 16,6

Cu 42245 90,4

Cr-tot 675926 99,4

Hg 159 0,13

Mo 17 123

Ni 483 57,6

Pb 1577 29,7

V 1721 487

Zn 30724 130

U 35 84,9

e.b. Ej begränsande

1 Beräknat med data från Livsmedelsverket/Beräknat med data från US.EPA då hänsyn tas till cancerrisken.

2 Beräknat med TDI

Indata till beräkningarna har tagits från Naturvårdsverket. För molybden, vanadin och uran finns inget

värde för koncentrationsförhållande mellan växt-jord. Värde har i stället antagits som det högsta värdet

av ”Soil-plant dry uptake” ”Soil-plant wet uptake” enligt http://risk.lsd.ornl.gov för att göra en konservativ

bedömning. Detta värde är cirka en tiopotens högre jämfört med det värde som beräknades ut av

SLU (1981) d.v.s. värdet som antagits är ytterligare ett konservativt antagande (vilket medför att riskerna

kan överskattas).

Exponeringsvägen intag av grönsaker är endast relevant för boende i området och exponeringstiden

bedöms uppgå till 3 månder per år, d.v.s. 90 dagar/år. Detta är den bedömda tiden för tillgång till

egenodlade grönsaker. För övriga parametrar, t.ex. genomsnittlig daglig konsumtion, bedöms de data

som använts för de generella riktvärdena som tillämpbara.

Beräkningarna visar att upptaget av arsenik, barium, molybden och uran i växter kan innebära risker

om de växer direkt på rödfyr. De framräknande referenskoncentrationerna är alla lägre än motsvarande

medelhalt i rödfyr. Halterna är också lägre än halterna i alunskiffer, vilket kan innebära problem vid

odling i den s.k. residualjorden. De framräknande halterna ligger också lägre än uppmätta halter i naturlig

jordmån för både arsenik och molybden.

Växtupptag av radionuklider i växter har tidigare undersökts i samband med brytningen av uran i Ranstad

i början av 1980-talet av både SLU och SKB (SLU, 1981; SKB, 1983). SLU konstaterar att det

finns ett samband mellan mineralämnesupptag och uranupptag, där ett ökande upptag av mineralämnen

(t.ex. Kalcium) verkar sänkande på upptaget av uran. Likaså finns ett samband mellan ett ökat

upptag av uran med ökande pH i mark. Däremot är sambandet mellan totalhalt uran i grödor och totalhalt

uran i mark ganska svagt. I SKBs studie (som delvis bygger på samma data som i SLUs studie)

presenterades snarlika resultat d.v.s upptaget i grödor var litet. Man kunde dock konstateras att upptaget

i sockerbetor var högt.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

26


En bedömning av sannolikheten och relevansen avseende denna exponeringsväg för Degerhamn medför

att exponeringsvägen bör tonas ned vid en helhetsbedömning avseende riskerna i Degerhamn. Odling

direkt i rödfyr bedöms som mindre trolig. Rödfyren är näringsfattig och sannolikt svårodlad och

odling sker sannolikt i matjord eller annan tillförd jord. Konsekvenserna avseende ”hushållsodling” i

närheten av bostäder bedöms som liten. Odling sker dock i den s.k. residualjorden strax ovan den s.k.

brottkanten i Degerhamnsområdet. Detta är dock inte en miljörisk som hör till rödfyrsproblematiken.

Likaså indikerar tidigare undersökningar att växtupptaget är lågt. Andelen uran som bedöms vara direkt

tillgängligt (karbonatbundet och sorbetat) för växtupptag varierar från omkring 19 % för residualjorden

och den ytliga alunrödfyren till nästan 28 % i den ytliga kalkrödfyren, vilket bedöms som tämligen

låga andelar. SLU (1981) och SKB (1983) anger också att andelen uran tillgängligt för upptag i

växter är lågt.

Miljörisker – mark och ytvatten

När det gäller effekterna på miljön har exponeringsvägarna för effekter inom området studerats. Vid

framtagandet av de platsspecifika referenskoncentrationerna för miljöpåverkan har samma data använts

som vid framtagandet av de generella ekotoxikologiska värdena i Naturvårdsverkets generella

riktvärden för mindre känslig markanvändning. De ekotoxikologiska värdena (halterna) för effekter

inom området representerar en nivå vid vilken inga betydande störningar finns för ekologin i jorden.

Värdena bygger på resultaten från ekotoxikologiska tester. Dessa data kommer från Nederländerna. I

Nederländerna pratar man om interventionsvärden då 50 % av arterna skyddas. Detta är även den nivå

som använts av Naturvårdsverket d.v.s. 50 % artdöd accepteras vid mindre känslig markanvändning.

För uran och vanadin saknas interventionsvärde. Det värde som har påträffats i litteraturen gällande

ekologisk påverkan är ett fytotoxicitetsvärde för jord för uran på 5 mg/kg och för vanadin på 2 mg/kg

enligt "Ecological Screening Values" (http://www.srs.gov/general/enviro/erd/ffa/rdh/rdh.html). Data

för molybden och barium har hämtas från RIWM (2001).

Tabell 11. Beräknade referenskoncentrationer för exponeringsvägen miljörisker-mark med medelhalten i rödfyr

redovisad för jämförelse. Gråmarkerade data visar element som kan innebära en risk.

Miljörisker

Mark

Medelhalt

Rödfyr

mg/kg TS mg/kg TS

As 40 109

Ba 890 1210

Cd 12 2,2

Co 240 16,6

Cu 190 90,4

Cr-tot 230 99,4

Hg 10 0,13

Mo 190 123

Ni 210 57,6

Pb 290 29,7

V 2 487

Zn 720 130

U 5 84,9

Resultaten visar att halterna av arsenik, barium, vanadin och uran i rödfyr är så pass höga att markmiljörisker

kan finnas i rödfyrsområdet. Ytterligare en faktor som kan påverka markmiljön är surhetsgraden

i vissa områden där alunrödfyr finns belägen. Denna exponeringsväg bedöms som högst sannolikt

och konsekvenserna som stora. Stora delar av rödfyrshögarna är även dåligt bevuxna, vilket skulle

kunna bekräfta denna slutsats.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

27


När det gäller effekter i ytvatten så är den huvudsakliga recipienten Kalmarsund. I Kalmarsund sker en

stor utspädning och beräkningar är inte relevanta. Likaså finns inga direkta naturliga vattendrag eller

sjöar i området. Alla bäckar och den s.k. fågelsjön är alla redan idag påverkade av den vittrande alunskiffern

och rödfyr och kommer att påverkas i framtiden. Bäckarna och vattendragen har mer karaktären

av lakvattenflöden under den period de flödar. Projekt Degerhamn rapport 2005:04 visar att risken

för en ökad utlakning i framtiden är liten. Därför jämförs i stället aktuella halter i de ytvatten som

finns i området med vattenkvalitetskriterier från Kanada (som även fungerar som underlag för Naturvårdsverkets

generella riktvärden). I de fall data inte kunnat erhållas från Kanada har data från Suter

och Tsao (1996) använts. Dessa omfattar bl.a. data från US.EPA. Den totala belastningen från Degerhamn

till Kalmarsund sätts också i relation med andra betydande källor.

Tabell 12. Medelhalter i ytvatten (ofiltrerade prover) och den s.k. fågelsjön med redovisade vattenkriterier.

Analyser under detektionsgränsen har antagits motsvara halva detektionsgränsen, förutom de fall där alla analyser

alltid legat under detektionsgränsen och varit densamma för alla prover. Gråmarkerade data visar element

som kan innebära en risk.

Ytvatten

2:2

Norra

Degerhamn

(n=16)

Ytvatten

1:4

Utlopp

Fågelsjö

(n=16)

Ytvatten

6:1

Hamnen

Ytvatten

4:1

Södra bruket

Ytvatten

5:1

Södra

Degerhamn

(n=15)

Fågelsjön

Vattenkvalitetskriterier

(n=7) (n=5)

n=6

µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l

As 0,75±0,57 3,23±3,59 0,44±0,25 0,73±0,3 1,44±0,48


6.2.4 Strålning -radon

Några direkta undersökningar av strålningsriskerna och radonproblemen i samband med rödfyr har

inte gjorts i Degerhamn. Sedan tidigare finns dock utredningar gjorda (SSI, 2001; SSI, 2003).

Strålningen i Degerhamnsområdet härrör från uranet i den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern,

samt uranet i rödfyren.

Uran består i huvudsak av tre radioaktiva isotoper, 238 U (99,27 %), 235 U (0,72 %) och 234 U (0,0054 %).

234 U är en sönderfallsprodukt av 238 U. Vid radioaktivt sönderfall av 238 U bildas en hel rad olika dotterprodukter

i olika steg. Alfapartiklar bildas vid sönderfallet till 234 Th som sedan genom betasönderfall

bildar 234 Pa. 234 U bildas sedan genom betasönderfall (Dock, 2002). Vid de olika sönderfallen bildas

också gammastrålning. I den fortsatta kedjan bildas radon, polonium och olika blyisotoper. Den stabila

slutprodukten är 206 Pb.

Två problem finns således med det uran som finns både naturligt i alunskiffern och i rödfyren. Problemen

är den avgivna gammastrålningen samt det radon som bildas vid uransönderfallet. Radon är en

gas, vilket kan tränga in i byggnader och hus och även lösas i vatten.

Är gammastrålningen ett problem? Gammastrålningen från alunskiffer, t.ex. i Västergötland, kan vara

upp till 2 µSv/h, i Skåne och på Öland upp till 0,4 µSv/h (Sv=Sievert, ett mått på den omfattning av

biologiska skador olika typer av strålning ger). Morän med innehåll av alunskiffer (Västergötland) kan

ge en strålning på upp till 1 µSv/h (SSI, 2003). Den externa strålningen är således något mindre på

Öland. Med tanke på likheterna mellan uranhalterna i moräninnehållande alunskiffer, alunskiffer och

rödfyr är det inte orimligt att anta att strålningen från rödfyr också mycket väl kan ligga i intervallet

0,4-1 µSv/h d.v.s i samma storleksordning som alunskiffer och den ”naturliga” bakgrundstrålningen.

Ur strålningssynpunkt bör således inte rödfyren i Degerhamn innebära någon större risk. Inte i jämförelse

med det naturliga tillskottet Gammastrålningen är visserligen upp till 10 ggr högre än vad som är

genomsnittligt i Sverige (SSI, 2003) men sannolikt lika hög som i morän med innehåll av alunskiffer

och i nivå med strålningen från alunskiffern i sig. Till detta ska även läggas den korta tid människor

generellt exponeras för gammastrålning t.ex. i samband med promenader. SSI (2003) anger också att

gammastrålningen från rödfyr lätt kan avskärmas med ett 20 cm tjockt lager av morän eller sand, vilket

medför att hus byggda på rödfyr inte bör ha några problem med gammastrålning.

Radon kan dock vara ett problem. Den radongas som bildas i samband med sönderfallet av uran kan

lät ta sig in i byggnader byggda på eller i närheten av rödfyr om de inte är byggda radonsäkert. Exponering

utomhus bedöms dock inte innebära några problem eftersom gasen ”späds” ut och ventileras

bort. Det bedöms dock som svårt att för byggnader direkt särskilja det tillskott av radon som sker från

den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern från det tillskott som sker från rödfyr. Helt klart är dock

att radonrisker kan finnas i samband med byggnation på rödfyr.

6.2.5 Transport av föroreningar till huvudrecipienten – Kalmarsund

I tabell 13 redovisas transporten av olika element från Degerhamnsområdet i olika medier. Det är nästintill

omöjligt att särskilja läckaget kommande från vittrande rödfyr från den naturliga och antropogena

vittringen av alunskiffer i området. Därför ska läckaget från detta område ses som ett summerat

läckage. Den naturliga bakgrundstransporten anses i stället representeras av vattendraget Strömmeln

som mynnar ut i Degerhamn i samma område.

I tabellen ses det att rödfyren står för en stor andel av den totala belastningen till Kalmarsund. Rödfyren

och den vittrande skiffern står för mellan 60-100 %. Mängdmässigt ligger den totala belastningen

på några enstaka kg upp till cirka 40 kg för uran.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

29


Dessa mängder kan t.ex. jämföras med andra källor som belastar Kalmarsund. Några av dessa källor

redovisas i tabell 14. Botorpström, Emån, Alsterån, Hagbyån och Ljungbyån står för nästan 100 % av

bidraget av metaller från Kalmar län till Kalmarsund (Öberg-Högsta och Bank, 2004). Till detta ska

Lyckebyån och Mörrumsån i Blekinge län läggas. Mängderna redovisas som större ytvattendrag i tabell

14. Dessa vatten har tillsammans stora avrinningsområden inom vilka flera källor är lokaliserade,

industrier m.fl. Det totala avrinningsområdet för dessa vattendrag uppgår till mer än 11 500 km 2 , vilket

kan jämföras med Degerhamnsområdets avrinningsområde på cirka 4 km 2 (andel på cirka 0,03 %). De

punktkällor som finns och som inte direkt har dessa vattendrag som recipient redovisas också i tabellen.

De största punktkällorna på fastlandet är Mönsterås bruk tillsammans med diverse avloppsreningsverk.

Tabell 13. Sammanställning av årlig transport med olika källor från Degerhamnsområdet. Observera att med

källan rödfyr menas både rödfyr och vittrande alunskiffer inom själva Degerhamnsområdet. Att särskilja dessa

källor är omöjligt. Den naturliga transporten anses representeras av transporten i Strömmeln.

Ytvatten

från rödfyr

Naturlig

transport

(Strömmeln)

Grundvatten Damning Totalt från

området med

rödfyr

Totalt ut till

Kalmarsund

Andel från

området med

rödfyr

kg/år kg/år kg/år kg/år kg/år %

As 0,15 0,07 0,27 0,82 1,24 1,31 95

Ba 12 11,5 5,3 - >17,3 >28,8 >60

Cd 0,05 0,02 0,87 0,07 0,99 1,01 98

Co 0,03 0,03 26 - >26 >26 100

Cu 0,7 0,5 23 1,6 25,3 25,8 99

Cr-tot 0,02 0,09 0,44 0,5 0,96 1,05 91

Hg - - - - - - -

Mo 8,5 4,5 9,0 - >17,5 >22 >80

Ni 1,8 0,4 50 1,4 53,2 53,6 99

Pb 0,01 0,04 0,10 1,3 1,41 1,45 97

V 0,15 0,14 0,24 2,3 2,69 2,83 95

Zn 1,2 0,4 62 8,1 71,3 71,7 99

U 7,6 14 15 - >22,6 >36,6 >61

- Ej beräknad p.g.a. avsaknad av data.

Tabell 14. Sammanställning av årlig belastning från några andra källor på Kalmarsund. För beräkning av

punktkällor har utsläpp från Mönsterås bruk och större avloppsreningsverk (Koholmen, Karlskrona och Sternö,

Karlshamn) summerats i de fall det varit möjligt. Data från Öberg-Högsta och Bank, 2004. För Degerhamn

redovisas den totala belastningen d.v.s inluderat naturlig bakgrund.

Större

ytvattendrag

Arealbelastning Punktkällor Total belastning

Degerhamn

Arealbelastning

Degerhamn

kg/år kg/km 2 ,år kg/år kg/år kg/km 2 ,år

As 1200 0,104 - 1,31 0,328

Ba - - - >28,8 >7,2

Cd 130 0,011 >19 1,01 >0,253

Co - - - >26 >6,5

Cu 6300 0,548 8186 25,8 >6,45

Cr-tot - - - 1,05 0,263

Hg 11 0,001 - - -

Mo - - - >22 >5,5

Ni 2500 0,217 304 53,6 13,4

Pb 1900 0,165 >37 1,45 0,362

V - - - 2,83 0,708

Zn 13000 1,130 >4830 71,7 17,9

U - - - >36,6 >9,15

- Ej beräknat.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

30


Generellt sett på mängdbasis så bidrar Degerhamnsområdet med små mängder jämfört med den totala

belastningen på Kalmarsund. I tabell 14 har även belastningen normaliserats mot avrinningsområdena

för de större ytvattendragen längs fastlandet och belastningen från Degerhamn. Relativt sett så är belastningen

från Degerhamn större jämfört med belastningen från fastlandet. Även om belastningen från

punktkällorna på fastlandet läggs till så bidrar Degerhamnsområdet med mer föroreningar på arealbasis.

Sammanfattningsvis bidrar således Degerhamnsområdet med större mängder än vad som kan anses

vara normalt för ett sådant litet område. Förklaringen är inte enbart bidraget från den naturliga

alunskiffern utan även rödfyren i området.

6.2.6 Sammanfattning av resultat

I tabell 15 sammanfattas de exponeringsvägar som bedömts som sannolika och relevanta. Den i huvudsak

dominerande föroreningen är arsenik. Den bedöms vara relevant för 5 av 7 exponeringsvägar.

Arsenik är även den förorening som utgör risk vid direktintag av jord och hudkontakt. En stor andel av

arseniken bedöms förekomma i lättlakade faser, dock främst i femvärd form. En form som är mindre

giftig. Risker (främst vid intag av jord) finns oavsett om det gäller boende eller vid uttnyttjande av

området som strömråde.

Intag av grundvatten kan vara en relevant exponeringsväg för boende. Idag bedöms dock inte rödfyren

vara något direkt problem utan problemet verkar idag rämst vara knutet till den naturligt vittrande

alunskiffern i området. Flera element bl.a. arsenik, kadmium och uran kan dock utgöra riskelement i

vattnet. Intag av grönsaker kan även det vara en exponeringsväg. Den har dock bedömts som mindre

sannolikt eftersom odling inte är sannolikt direkt i rödfyr. Rödfyren är för näringsfattig. Osäkerheter

avseende växtupptagsberäkningar bedöms också finnas eftersom storleken av växtupptaget beror på

typen av växt. Exponeringsvägen ska dock inte helt negligeras.

Miljörisker i mark bedöms finnas. Arsenik, barium, vanadin och uran bedöms föreligga i halter som

kan påverka markorganismer. Likså är halterna i de få ytvatten som finns högre än påträffade haltkriterier.

Någon risk för påverkan i Kalmarsund finns dock inte. Bidraget av föroreningar är dock relativt

stort i jämförelse med belastningen från övriga källor, speciellt med tanke på Degerhamsområdets

ringa storlek.

Tabell 15. Tabellen visar de exponeringsvägar som är aktuella för respektive element för rödfyren. Ett X i fet stil

markerar en exponeringsväg med hög sannolikhet och risk, medan en exponeringsväg markerad med litet x

markerar en mindre sannolik exponeringsväg. I de fall två x finns redovisade representerar det första att rödfyren

är den sannolika källan och det andra att alunskiffern är den sannolika källan.

Intag av

jord

Hudkontakt

Inandning

av damm

Intag av

grundvatten

Intag av

grönsaker

Miljörisker

Mark

Miljörisker

Ytvatten

As X/- X/- - x/X x X

Ba - - - x X X

Cd - - - -/X X

Co - - - -/X

Cu - - - X

Cr-tot - - -

Hg - - -

Mo - - - -/X x

Ni - - - -/X X

Pb - - -

V - - - X

Zn - - - -/X

U - - - -/X x X X

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

31


Strålningsrisker avseende rödfyren finns inte vid utomhusvistelse. I alla fall inte i jämförelse med den

naturliga bakgrunden. Radon kan vara ett problem för boende. Det bedöms dock som svårt att direkt

särskilja det tillskott av radon som sker från den naturliga bergrunden d.v.s. alunskiffern från det tillskott

som sker från rödfyren. Exponering av radongas utomhus bedöms dock inte innebära några problem.

7. KONSEKVENSER IDAG OCH I FRAMTIDEN

7.1 Konsekvenser idag - rödfyr

Rödfyren och alunskiffern vittrar och frigör metaller och andra element. Utläckaget från både rödfyren

och alunskiffern är tätt sammanknutna och svåra att skilja åt. Majoriteten av de frigjorda elementen

fastläggs åter i rödfyren eller i dess närhet p.g.a. olika processer. Detta innebär också en fasförändring

där element övergår till att vara fastlagda i en relativt stabil form till andra faser vilka kan vara mer

instabila på längre sikt och även medföra större risker (t.ex. sulfid-oxid).

Det totala utläckaget till Kalmarsund med både yt- och grundvatten är massmässigt relativt litet, men

med tanke på det begränsade avrinningsområdet i Degerhamn relativt sett jämfört med andra områden

högt. Utläckaget till Kalmarsund innebär dock inga konsekvenser för växt- eller djurliv. En kraftig

utspädning sker. Utläckaget är dock en källa utav många och bidrar till den allmänna föroreningen av

Östersjön (jmf. miljömålet Giftfri miljö). Utläckaget från både rödfyren och alunskiffern är dock så

pass stort att det bidrar till en lokal halthöjning i de få ytvattendrag som finns i Degerhamnsområdet.

Halterna av barium, kadmium, koppar, nickel och uran är så pass höga att de överskrider de vattenkriterier

som finns när effekter kan konstateras. Ekotoxikologiska effekter är således möjliga i vattnen i

området. Halterna i den fasta rödfyren är även de så pass höga att ekotoxikologiska effekter inte kan

uteslutas. Halten arsenik i rödfyren är så pass hög att risker finns vid direktexponering. När det gäller

konsekvenser för grundvattnet så rör de främst det ytliga grundvattnet d.v.s. det som främst uppträder i

alunskiffern. Riskerna avseende de befintliga dricksvattentäkterna är små.

Sammanfattningsvis är konsekvenserna med den vittrande rödfyren idag:

- Vittring av rödfyr innebär en fasförändring där element övergår från vissa faser till andra, vilka

kan vara mer instabila och även medföra större risker.

- Utläckage till Kalmarsund.

- Halthöjning i ytvattnen i närområdet med risk för ekotoxikologiska effekter.

- Risker avseende direktexponering av rödfyr samt ekotoxikologiska effekter.

7.2 Konsekvenser i framtiden – rödfyr

7.2.1 Kemiska aspekter och nya exponeringsvägar

Utredningarna som gjorts visar att risken för en ökad utlakning från rödfyren i framtiden p.g.a. en

ökad vittring är liten. Hastigheten med vilken oxidationsfronten tränger ned är i avtagande. Några

ökade konsekvenser för vare sig Kalmarsund eller ytvattnen i närområdet bedöms således inte finnas.

Spridningen av föroreningar bedöms inte kunna öka i nämnvärd omfattning i framtiden.

Konsekvenserna i övrigt i framtiden är lika de som finns idag d.v.s. riskerna avseende direktexponering

och ekotoxikologiska effekter kommer att kvarstå. Ytterligare konsekvenser ska dock läggas till.

En är risken för intag av gröda. Idag sker ingen direkt odling av gröda i rödfyr (odling sker på alunskiffer

i residualjord vilket är skilt från rödfyrsproblematiken), men om rödfyren börjar planas ut och

användas som utfyllnad d.v.s. en okontrollerad användning, kan risker uppstå. Ytterligare en risk är

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

32


intag av dricksvatten. Idag finns det inga brunnar som kan påverkas av vittringsvatten från rödfyren.

Riskerna är främst förknippade med vittrande alunskiffer. Om nya brunnar installeras nära rödfyr och

på fel sätt kan risker uppstå genom läckage. Det bör säkerställas att inga andra okontrollerade borrningar

sker i området. I annat fall kan det inte uteslutas att föroreningar tränger ned till det djupare

grundvattnet som idag är opåverkat av rödfyrsvatten.

Förutom tidigare konsekvenser ska således följande framtida läggas till:

- Risker vid intag av gröda.

- Risker vid intag av dricksvatten

- Risk för föroreningsspridning till det djupare grundvattnet.

7.2.2 Övriga konsekvenser – Tänkbara scenarion

På lång sikt, hundratals och tusentals år, är även andra konsekvenser möjliga. I ett längre perspektiv är

en påverkan av klimatförändringar möjlig och sannolik. Klimatförändingarna kan vara naturliga t.ex.

en ny istid, flera istider har kommit och gått under jordens historia, men även på kortare sikt orsakas

av den s.k. växthuseffekten. Temperaturförändringar i sig bedöms inte medföra några konsekvenser

för rödfyren i Degerhamn. Någon ökning av spridning av föroreningar eller förändrade exponeringsvägar

enbart orsakad av en temperaturförändring är inte sannolikt. De sekundära effekterna av en temperaturförändring

är mer betydelsefulla. En ny istid d.v.s. temperatursänkning skulle innebära att rödfyren

blir täckt av en ismassa och på sikt sprids ut i miljön beroende på isrörelser och på mycket lång

sikt genom avsmältningen. Denna risk och konsekvens bedöms dock som mindre relevant eftersom

även alunskiffern kommer att eroderas. Någon befolkning kommer heller inte att finnas i Norden. På

kortare till medellång sikt (hundra till hundratals år) är en temperaturhöjning orsakad av växthuseffekten

mer relevant att beakta. Växthuseffekten innebär nämligen en höjning av havens vattennivå orsakad

av ökad regnintensitet och ökad avsmältning av ismassorna vid polerna. De huvudsakliga faktorerna

som generellt påverkar medelhavsnivån i Östersjön är landhöjningen, den eustatiska havsnivåhöjningen

och Östersjöns vattenbalans (Meier et al, 2004). Den maximala landhöjningen relativt medelvattennivån

är 9 mm/år i Östersjöområdet (Meier et al, 2004). I trakterna runt Öland uppskattas den

dock till omkring 1 mm/år.

Medelhavsnivån globalt sett är heller inte statisk. Under 1900-talet har havsnivån i medel höjts med 1-

2 mm/år beroende på termisk expansion och avsmältning av isar (Meier et al, 2004). Den globala havnivåhöjningen

från 1990-2100 har uppskattats till att ligga mellan 0,09-0,88 m (Meier et al, 2004).

Sannolikt kommer nivån att stiga även bortom 2100. Hur mycket beror på vilket scenario som antas. I

värsta fall kan vattennivån stiga flera meter vilket kommer att få oanade konsekvenser för världen

globalt sett.

Modelleringar av hur effekterna av en klimatförändring under de närmsta 100 åren skulle påverka

medelhavsnivån i Östersjön har också gjorts (Meier et al, 2004a, b; Staudt et al., 2004). Modelleringarna

har utförts inom ramen för SEAREG-projektet (www.gsf.fi). Ett projekt som utreder de socioekonomiska

och miljömässiga effekterna av en klimatförändring i den Baltiska regionen. Medverkande

är bl.a. SMHI och Finlands Geologiska Undersökning. Resultaten från projektet har inte varit helt

entydiga, mycket beroende på vilken utsläppsmodell som använts och vilka indata som nyttjats. Meier

et al., 2004b menar att det är omöjligt att kvantifiera riskerna för kustområden i ett framtida klimat. I

de ”bästa” scenariona klarar landhöjningen att hålla emot en medelhavsnivåhöjning. För Degerhamn

innebär detta framtidscenario inga konsekvenser. I de medelbra och sämsta scenariona ökar dock medehavsnivån

i hela Östersjön, så även i Degerhamnsområdet. Staudt et al., 2004 menar att det inte är

orimligt med en vattennivåhöjning på mellan 40-60 cm i Degerhamnsområdet fram till 2100. I den

norra delen av Östersjön (Bottenviken) talar resultaten mer för en konstant nivå d.v.s. landhöjningen

kan hålla emot. Resultaten pekar således generellt på att en medelvattenhöjning inte är omöjlig för

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

33


Degerhamnsområdet. Konsekvenserna av detta är att delar av Degerhamns sätts under vatten och även

så delar av rödfyrshögarna, vilket skulle innebära en ökad utlakning p.g.a. ursköljningseffekter och

även direkt erosion av rödfyr. Erosionen skulle främst orsakas av vågerosion, en process som även är

tydlig idag i de områden där rödfyr deponerats ända ut till Kalmarsund. Bitvis längs kusten uppträder

höga strandvallar av rödfyr som skapats av vågerosion. En ökad spridning av föroreningar kan således

förväntas ut till Östersjön.

Figur 4. Figuren visar de områden som skulle sättas under vatten i Degerhamnsområdet vid en havsnivåförändring

med 50 cm (idag ligger medelhögvattennivån på +0,72 m). Ytterligare en meter har lagts till för att försöka

ta hänsyn till vågpåverkan, vilket även det orsakar erosion.

© Lantmäteriverket. Ur Geografiska Sverigedata, fastighetskartan. Dnr 106-2004/188

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

34


En ökande vattennivå på Östersjön med 40-60 cm bör även medföra en ökad risk för vågerosion eftersom

rödfyren är utlagd ända ut till vattnet (strandlinjen). I figur 4 redovisas en beräkning på hur en

havsnivåförändring med 50 cm inkl. effekten av vågerosion (ytterligare 1 m) skulle kunna påverka

rödfyren i Degerhamn. Uppskattningsvis skulle en volym på cirka 95 000 m 3 rödfyr påverkas. Denna

volym rödfyr innehåller cirka 11 500 kg As, 12 900 kg Mo, 51 000 kg V och 8900 kg U, varav majoriteten

skulle kunna mobiliseras antingen genom utlakning eller direkt erosion ut till Kalmarsund.

Spridningen till Kalmarsund skulle således kunna öka jämfört med dagens spridning på enbart 100 års

sikt.

Sammanfattningsvis kan ytterligare en konsekvens läggas till på sikt:

- Ökad spridning av föroreningar till Kalmarsund orsakad av klimatförändringar

8. SAMLAD RISKBEDÖMNING

8.1 Bedömning av nuvarande miljö- och hälsorisker

Rödfyren i Degerhamn utgör helt klart en risk både human- och ekotoxikologisk sett. I området runt

Degerhamn finns boende, naturskyddsområden samt Kalmarsund, vilket gör att höga skyddsvärden

och skyddsobjekt existerar.

Direktexponering är den i huvudsak största humantoxikologiska risken i dagsläget. Den risken finns

oavsett boende eller vid uttnyttjande av området som strövområde. Den dimensionerande föroreningen

är arsenik. Arsenik förekommer i medel i en halt på 109 mg/kg TS varav ungefär hälften bedömts

kunna vara tillgänglig vid intag av jord. Hudkontakt är ytterligare en exponeringsväg som bedömts

som rimlig. Intag av dricksvatten och gröda bedöms inte vara sannolika exponeringsvägar i dagsläget

men möjliga i framtiden. Även alunskiffern och den naturliga jordmånen håller höga halter av främst

arsenik. Dessa material bedöms inte utgöra lika stora risker. Rödfyren håller så pass höga halter att

ekotoxikologiska effekter heller inte kan uteslutas utan snarare är sannolika.

Spridning av föroreningar sker idag både från den vittrande alunskiffern och rödfyren. Alla element i

det periodiska systemet sprids. Utav dessa är de viktigaste föroreningarna arsenik, barium, kadmium,

kobolt, koppar, molybden, nickel, vanadin och uran. Att helt särskilja spridningen från de två källorna

är svårt. Spridningen sker till ytvatten i närområdet samt till Kalmarsund. Spridningen är så pass stor

att ekotoxikologiska risker är möjliga och sannolika i närområdet. Spridningen är dock inte så pass, på

mängdbasis, att någon risk finns för kontaminering av Kalmarsund. I jämförelse med andra objekt som

belastar Kalmarsund är dock belastningen från Degerhamnsområdet orimligt hög. Något som inte enbart

kan förklaras med den naturliga bakgrunden eftersom rödfyren (och den i anknytning vittrande

alunskiffern) står för mellan 60-100 % av det totala bidraget från Degerhamnsområdet.

Konsekvenser finns i dagsläget. Både human- och ekotoxikologiska är sannolika tillsammans med en

uppenbar spridning till Kalmarsund. Framtida konsekvenser skulle kunna vara dessa samt ökade humantoxikologiska

risker genom en utökning av antalet exponeringsvägar (intag av grundvatten och

gröda).

Sammantaget bedöms rödfyren utgöra en risk. Detta även satt i relation till den naturliga bakgrunden

och bakgrundstransporten. Riskerna idag och i framtiden anses som mycket stora (Riskklass 1 enligt

MIFO-modellen).

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

35


8.2 Riskreduktion – Nödvändig och motiverad reduktion för rödfyren

Riskbedömningen visar på att rödfyren i sig utgör en risk. Framförallt är det arsenik som är dimensionerande.

Arsenik är en relevant förorening i fem av sju exponeringsvägar. Ur ett humantoxikologiskt

perspektiv är det främst direktexponeringen som utgör en risk. Halterna av arsenik är högre än de beräknade

referenskoncentrationerna både för intag av jord och vid hudkontakt. Halterna generellt i rödfyren

är även så pass höga att ekotoxikologiska effekter inte kan uteslutas. I jämförelse med den naturliga

bakgrunden ligger arsenikkoncentrationerna i nivå med de i alunskiffern. Lakbarheten skiljer sig

dock åt. Lakbarheten är generellt högre för rödfyren. Halterna av arsenik i rödfyren (cirka 109 mg/kg

TS) är betydligt högre jämfört med den naturliga jordmånen i området (4-13 mg/kg TS).

Spridningen av föroreningar från rödfyren är hög med tanke på Degerhamnsområdets ringa storlek.

Det anses dock inte som det primära målet d.v.s. motiverat att försöka att helt reducera spridningen av

föroreningar från rödfyren med tanke på den redan höga naturliga bakgrundstransporten d.v.s. från den

naturligt vittrande alunskiffern. Det primära, mest nödvändiga och mest motiverade målet för en riskreduktion

bör vara att reducera de risker för direktexponering som idag finns för människor samt att

reducera riskerna för miljön i rödfyrens närhet.

Baserat på de beräknande referenskoncentrationerna så borde lämplig riskreduktion på haltbasis för

arsenik ligga i nivån 4 mg/kg TS för områden med boende och omkring 37 mg/kg TS för strövområden.

Styrande är då exponeringsvägarna intag av jord och intag av gröda. Inte lika stor vikt bör läggas

vid den sistnämnda exponeringsvägen. Med tanke på de höga naturliga bakgrundshalterna i jordmånen

är det mer motiverat att justera upp denna riskreduktion på haltbasis till 15 mg/kg TS för boendeområden

samt behålla 37 mg/kg TS för strövområden. Direktexponeringsrisken reduceras då för alla material,

rödfyr samt påverkade naturliga material (påverkade av rödfyr), med för höga arsenikhalter. Att

nå nivån 40 mg/kg TS är i praktiken omöjlig utan att ta bort all rödfyr.

8.3 Förslag på övergripande åtgärdsmål

De övergripande åtgärdsmålen visar den målsättning och syfte med en åtgärd. Några aspekter som

beaktas vid utformningen av de övergripande åtgärdsmålen för Degerhamn är bl.a.:

• Riskreduktion

• Tänkbara metoder för att uppnå riskreduktionen

• Acceptans från närboende för föreslagen risknivå

• Kulturhistoriska intressen

• Framtida markanvändning

Vid upprättandet av övergripande åtgärdsmål har det ansetts viktigt att ha åtgärder i åtanke på ett tidigt

stadium. De övergripande åtgärdsmålen har således upprättats och delats in i fem tänkbara åtgärdsnivåer.

Ökande åtgärdsnivå motsvarar en högre grad av riskreduktion. Varje åtgärdsnivå har tilldelats ett

tillhörande övergripande åtgärdsmål. Grundläggande för åtgärdsmålen har varit att begränsa hälsoriskerna

avseende rödfyren samt minska belastningen på Kalmarsund. Att reducera miljöriskerna har inte

varit det primära, främst med tanke på den naturliga bakgrunden och den naturliga vittringen. Kulturmiljöaspekten

har inte beaktats separat utan varit avhängig den riskreduktion som uppnås för respektive

åtgärdsnivå. Den markanvändning som beaktats är den nuvarande d.v.s. ingen nybyggnation utanför

redan tätbebyggda områden.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

36


Följande åtgärdsnivåer och övergripande åtgärdsmål har upprättats:

Åtgärdsnivå 0

Nollalternativet innebär att inga åtgärder vidtas avseende rödfyren i Degerhamn. Hälsoriskerna kommer

att kvarstå liksom effekter på ekosystemen. Belastningen på Kalmarsund kommer att kvarstå i

nuvarande omfattning. Kulturmiljön bevaras intakt.

Övergripande åtgärdsmål: -

Åtgärdsnivå 1

Den lägsta åtgärdsnivån innebär att områdena där rödfyr finns upplagt förklaras som miljöriskområde.

Detta innebär att planinstrument utnyttjas för att införa restriktioner för utnyttjande av området. Restriktionerna

bör främst gälla utnyttjande av området för nybyggnation, uttnyttjande av yt- och ytligt

grundvatten för dricksvattenändamål, restriktioner avseende energibrunnar, uttnyttjande och användning

av rödfyr. Hälsoriskerna kommer att minska men vara beroende av övervakning. Effekterna på

ekosystemen kvarstår. Belastningen på Kalmarsund kommer att kvarstå. Kulturmiljön bevaras intakt.

Framtida övervakning krävs.

Övergripande åtgärdsmål:

Under förutsättning att restriktioner som innebär att områden där rödfyr

deponerats undantas från exploatering efterlevs samt att rödfyren

inte uttnyttjas eller används, skall människors fysiska hälsa inte kunna

påverkas.

Åtgärdsnivå 2

I detta alternativ vidtas åtgärder för att eliminera direktexponeringsrisken för rödfyren i området,

främst för de boende som bor i direkt anknytning till rödfyr. Alternativet innebär också att åtgärderna

för åtgärdsnivå 1 vidtas. Hälsoriskerna kommer därmed att minska. Effekterna på ekosystemen kommer

att kvarstå. Kulturmiljön bevaras till större delen intakt. Belastningen på Kalmarsund kommer att

reduceras något, men till större delen kvarstå.

Övergripande åtgärdsmål:

Under förutsättning att restriktioner som innebär att områden där rödfyr

deponerats undantas från exploatering efterlevs samt att rödfyren

inte uttnyttjas eller används, skall människors fysiska hälsa inte kunna

påverkas.

Risken för direktexponering för de som bor i direkt anknytning till

rödfyr skall elimineras.

Åtgärdsnivå 3

Denna åtgärdsnivå innebär att direktexponeringrisken för rödfyren reduceras så långt det är möjligt.

Effekterna på ekosystemen begränsas till högarnas närhet. Kulturmiljön kommer att påverkas i hög

grad. Belastningen på Kalmarsund kommer att reduceras.

Övergripande åtgärdsmål:

Risken för direktexponering för rödfyr skall elimineras.

Effekterna på ekosystemen begränsas till rödfyrshögarnas närhet.

Belastningen på Kalmarsund orsakad av rödfyren skall reduceras.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

37


Åtgärdsnivå 4

Denna åtgärdsnivå innebär att hälsoriskerna elimineras helt i Degerhamsområdet avseende rödfyren.

Effekterna på ekosystemen reduceras så långt det är möjligt, med tanke på den naturliga bakgrunden.

Kulturmiljön kommer att påverkas i hög grad, sannolikt till stora delar försvinna. Belastningen på

Kalmarsund kommer att elimineras.

Övergripande åtgärdsmål:

Riskerna för människors fysiska hälsa skall elimineras.

Effekterna på ekosystemen reduceras så långt det är möjligt.

Belastningen på Kalmarsund orsakad av rödfyren skall elimineras.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

38


9. REFERENSER

Alumaa P., Kirso U., Petersell V., Steinnes E. (2002) Sorption of toxic metals to soil. International

Journal of Hygiene and Environmental Health 204:375-376.

ATSDR (1995) Zinc CAS# 7440-66-6. Agency for toxic substances and disease registry.

ATSDR (1999) Cadmium CAS# 7440-43-9. Agency for toxic substances and disease registry.

ATSDR (1999) Lead CAS# 7439-92-1. Agency for toxic substances and disease registry.

Autier V., White D. (2004) Examination of cadmium sorption characteristics for boreal soil nera Fairbanks,

Alaska. Journal of Hazardous materials 106B:149-155.

Bowell R.J., Bruce I. (1995) Geochemistry of iron ochres and mine waters from Levant mine, Cornwall.

Applied Geochemistry 10:237-250.

CCME (2003) Canadian Environmental Quality Guidelines. Update 2003. Canadian Council of Ministers

of the Environment.

Coston J.A, Fuller C.C., Davis J.A (1995) Pb 2+ and Zn 2+ adsorption by a natural aluminium and iron

bearing surface coating on an aquifer sand. Geochimica et Cosmochimica Acta 59:3535-3547.

Dock L. (2002) Kemisk toxicitet av uran och utarmat uran. Institutet för miljömedicin, Karolinska

institutet. IMM-rapport 1/02.

Düker A., Ledin A., Karlsoon S., Allard B. (1995) Adsorption of zinc on colloidal (hydr)oxides of Si,

Al and Fe in the presence of a fulvic acid. Applied Geochemistry 10:197-205.

Karim MD.M. (2000) Arsenic in groundwater and health problems in Bangladesh. Water Research

34:304-310.

Kim M-J, Nriagu J. (2000). Oxidation of arsenite in groundwater using ozone and oxygen. The Science

of the Total Environment. 257:71-79.

Kinniburgh D.G., Jackson M.L. (1981) Cation adsorption by hydrous metal oxides and clay: I Anderson

M.A., Rubin A.J. editors. Adsorption of inorganics at solid-liquid interfaces. Ann Arbor, Michigan:

Ann Arbor Science Publishers Inc. Sid 91-160.

Kooner Z.S. (1993) Comparatice study of adsorption behaviour of copper, lead, and zinc onto goethite

in aqueous systems. Environmental Geology. 21:242-250.

Ma W., Tobin J.M. (2004) Determination and modelling of effects of pH on peat biosorption of chromium,

copper and kadmium. Biochemical Engineering Journal 18:33-40.

Meier H.E., Broman B., Kjellström E. (2004a) Modelling sea level variability in different climates of

the Baltic sea. In: Proceedings of the fourth study conference on BALTEX, Ed.: H.-J. Isemer,

Gudhjem, Bornholm, Denmark, May 24-28, 2004. International BALTEX Secretariat publication series

No.29, GKSS, Geesthacht, Germany, p.170-171.

Meier H.E., Broman B., Kjellström E. (2004b) Simulated sea level in past and future climates of the

Baltic sea. Climate Research, Vol. 27, No.1 (2004), p.59-75.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

39


Naturvårdsverket (1999a) Metodik för inventering av förorenade områden. Rapport 4918.

Naturvårdsverket (1999b) Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Sjöar och vattendrag. Naturvårdsverket

rapport 4913.

Naturvårdsverket, 1997a. ”Generella riktvärden för förorenad mark Beräkningsprinciper och vägledning

för tillämpning. Efterbehandling och sanering.” Naturvårdsverket rapport 4638.

Naturvårdsverket, 1997b. ”Development of generic guideline values. Model and data used for generic

guideline values for contaminated soils in Sweden” Naturvårdsverket report 4639.

SKB (1983) Uranium, thorium and radium in soli and crops – Calculations of transfer factors. SKBF

Technical KBS Report 83-73.

SLU (1981). Naturlig radioaktivitet i mark och grödor. Sveriges Lantbruksuniversitet Rapport SLU-

IRB-52.

Öberg-Högsta A-L., Bank A. (2004) Metalltransporter till Kalmar sund – Transport och deposition av

metallerna koppar, zink, bly, kadmium, nickel, arsenik och kvicksilver. Sanering av Oskarshamns

hamn, Oskarshamns kommun. 2004:4 (2004-05-18).

Öhlander B., Ljungberg J., Holmström H. (2001) Desorption of metals retained secondarily after release

by sulphide oxidation; the main mechanism for groundwater contamination in the tailings at the

laver mine, northern Sweden. GFF 123:153-162.

Projekt Degerhamn (2004) Kulturhistorisk utredning. Degerhamns bruksmiljöer – Södra Möckleby sn,

Mörbylånga kn, Öland. Projekt Degerhamn rapport 2004:01. Lotta Lamke, Håkan Nilsson, Kalmar

läns museum.

Projekt Degerhamn (2005) Karaktärisering av rödfyr och den naturliga omgivningen i Degerhamn,

Mörbylånga kommun – Undersökning av halter, vittringsbenägenhet och lakegenskaper. Projekt Degerhamn

rapport 2005:04.

Projekt Degerhamn (2005) Geohydrologisk utredning – Geohydrologisk beskrivning och vattenbalans

för Degerhamnsområdet. Projekt Degerhamn rapport 2005:06.

Prokop Z., Cupr P., Zlevorova-Zlamalikova V., Komarek J., Dusek L., Holoubek I. (2003) Mobility,

bioavailability and toxic effects of cadmium in soil samples Environmental Research 91:119-126.

RIVM (1999) Risk limits for boron, silver, titanium, tellurium, uranium and organosilicon compounds

in the framework of EU directive 76/464/EEC.

RIWM (2001) Technical evaluation of the intervention values for soil/sediment and groundwater.

RIWM Report 711701 023.

Ruby M.V., Shoof R., Brattin W., Goldade M., Post G., Harnois M., Mosby DE., Casteel S.W., Berti

W., Carpenter M., Edwards D., Cragin D., Chappell W. (1999) Advances in evaluating the oral

bioavailability of inorganics in soil for use in human health risk assessment. Environmental Science

and Technology 33:3697-3705.

Skogsvårdsstyrelsen (2004) www.svo.se

SLU, 2003. www.markinfo.slu.se, 2003-12-12.

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

40


SLVFS (2001) Statens livsmedelsverks föreskrifter om dricksvatten. SLVFS 2001:30.

SMHI, 1994. ”Sveriges vattenbalans. Årsmedelvärden 1961-90 av nederbörd, avdunstning och avrinning.”

SMHI Hydrologi, Nr 49, 1994.

SSI (2001) Radioaktivt avfall från icke tillståndsbunden verksamhet (RAKET) – Identifiering av aktuellt

avfall, sammanställning av relevanta regler och principer, förslag på system för omhändertagande.

SSI 2001:15

SSI (2003) Kartläggning av radioaktivt avfall från icke kärnteknisk verksamhet (IKA). SSI 2003:22.

Staudt M., Kallio H., Schmidt-Thomé P. (2004) Modelling a future sea level change scenario affecting

the spatial development in the Baltic Sea region – First results of the SEAREG project. I Managing the

Baltic Sea, Schernewski G och Löser N (Eds) Coastline Reports 2 (2004).

Stoltz E. (2004) Phytostabilisation – use of wetland plants to treat mine tailings. Doktorsavhandling

Stockholms Universitet.

Stoltz E., Greger M. (2002) Accumulation properties of As, Cd, Cu, Pb and Zn by four wetland plant

species growing on submerged mine tailings. Environmental and Experimental Botany 47:271-280.

Suter, G.W. , II,, C.L. Tsao. (1996) Toxicological Benchmarks for Screening Potential Contaminants

of Concern for Effects on Aquatic Biota: 1996 Revision. Oak Ridge National Laboratory, Oak Ridge,

TN. 104pp. ES/ER/TM-96/R2.

Victorin K., Dock L., Vahter M., Ahlborg U.G. (1990) Hälsoriskbedömning av vissa ämnen i industrikontaminerad

mark. Institutet för miljömedicin (IMM), Karolinska institutet. IMM-rapport 4/90.

WHO (2003a) Arsenic in Drinking-water, Background document for development of WHO Guidelines

for Drinking-water Quality, WHO/SDE/WSH/03.04/75.

WHO (2003b) Barium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines

for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/76.

WHO (2003c) Cadmium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines

for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/80.

WHO (2003d) Molybdenum in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines

for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/11.

WHO (2003e) http://www.who.int, 2003-11-05.

WHO (2004) Uranium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines

for drinking-water quality, WHO/SDE/WSH/03.04/118.

WHO, 2001. Depleted uranium. Sources, exposure and health effects. WHO/SDE/PHE/01.1

Projekt Degerhamn rapport 2005:08

41

More magazines by this user
Similar magazines