Arbetetet med Rödfyr i
Västra Götalands län
– en sammanställning av kommunarbetet och
underlag för utveckling av Länsstyrelsens
vägledningsmaterial
Hanna Svahnström
Uppsats för avläggande av naturvetenskaplig kandidatexamen i
Miljövetenskap
15 hp
Institutionen för biologi och miljövetenskap
Göteborgs universitet
Juni 2012
Sammanfattning
Rödfyr är en restprodukt från bergarten alunskiffer och innehåller bland annat spårämnen
som arsenik, bly, kadmium, vanadin, molybden och uran. Högar med rödfyr räknas som
förorenade områden och i Västra Götalands län finns rödfyrshögar i sju kommuner. I nuläget
har 41 av 68 rödfyrsobjekt riskklassats av Länsstyrelsen. Syftet med den här rapporten var
tvådelat och gällde dels att göra en sammanställning av arbetet med rödfyr i Västra Götalands
län och dels att ge förslag på hur kommunerna i länet bör vägledas i arbetet med rödfyr.
Information om kommunernas arbete erhölls främst från miljöhandläggare på respektive
kommun med kännedom om rödfyr. Som underlag för utveckling av Länsstyrelsens befintliga
vägledning inhämtades information bland annat från tidigare studier om rödfyr och en
miljömedicinsk bedömning från Västra Götalandsregionens Miljömedicinska Centrum.
Information om spridning samt miljö- och hälsopåverkan för olika ämnen i rödfyr
sammanställdes och jämfördes med gräns- och riktvärden för dessa ämnen. Olika typer av
efterbehandlings- och kontrollåtgärder som kan vara relevanta för rödfyrshögar undersöktes
också med utgångspunkt i Europeiska kommissionens referensdokument om bästa möjliga
teknik vid hantering av gruvavfall. Resultaten gällande kommunernas arbete visade att
generellt sett bedrivs inget arbete med rödfyrshögarna och majoriteten av högarna ligger
kvar. Åtgärder eller efterbehandling har vidtagits först i samband med att marken behövs för
ny användning. Två rödfyrshögar har dock efterbehandlats och rödfyrsmassorna har schaktats
bort till deponi. Gällande utvecklingen av vägledningen framgick att riktvärdena för
markanvändning bör uppdateras. Vidare bör rekommendationen vara att provtagning av
dricksvatten från enskilda brunnar i närheten av rödfyrshögar, utöver de ämnen som finns på
Socialstyrelsens normalanalyslista, också görs på arsenik, bly, kadmium och uran. Risk finns
för uppkomst av surt lakvatten som kan utlaka metaller ur rödfyren och detta bör därför
kontrolleras. Dessutom behövs fler studier om upptag i grödor och djur på rödfyrsmark.
Abstract
The residue of burnt alum shale includes trace elements such as arsenic, lead, cadmium,
vanadium, molybdenum and uranium. Piles of the burnt alum shale are considered to be
contaminated sites and in the County of Västra Götaland there are such sites in seven
municipalities. Currently, 41 of 68 sites with burnt alum shale are risk classified by the
County Administration of Västra Götaland. The purpose of this report was to make a
compilation of the work with burnt alum shale in the County and to provide suggestions on
how municipalities should be guided in their management of burnt alum shale. Information
on municipal work was obtained mainly from an environment coordinator in each
municipality with knowledge of burnt alum shale. As a basis for the development of the
existing guidance information was acquired from previous studies on burnt alum shale and an
environmental and medical evaluation from the Västra Götaland Environmental Medical
Center. Information about the environmental and health impacts of various substances in
burnt alum shale were compiled and compared to the limit and target values for the
substances. Different types of treatments and control measures that may be relevant for the
sites with burnt alum shale were also examined, mostly based on the European Commission
reference documents on best available technique in management of tailings in mining
activities. The results regarding the work of the municipalities showed that generally, no
work is conducted regarding the sites with burnt alum shale and that the majority of the piles
remain. Treatment has been conducted only when the land is needed for other use. Although
two sites with burnt alum shale have been treated and the masses were excavated and moved
to a landfill. Regarding the development of the guidance it was evident that the target values
for land use should be updated. Furthermore, the recommendation should be that an analysis
is made regarding the content of arsenic, lead, cadmium and uranium in drinking water from
private wells near sites with burnt alum shale, in addition to the substances that are included
in the standard analysis list by the National Board of Health and Welfare. There is a risk of
occurrence of acid mine drainage that can cause leakage of metals from the burnt alum shale
and this should be controlled. In addition, more studies are needed on uptake by crops and
animals near burnt alum shale.
Förord
Detta examensarbete är en del i ett uppdrag från Länsstyrelsen Västra Götalands län och
förmedlades via Miljöbron. Jag vill tacka för möjligheten att få göra detta arbete och även
tacka Karin Olsson på Länsstyrelsen som har varit min handledare och som har bidragit med
information och material om inventeringsarbetet och rödfyr i Västra Götaland. Jag skulle
också vilja tacka de personer jag pratat med på de olika kommunerna som tog sig tid att svara
på frågor och bistå med information. Jag vill även tacka Margit Nelson-Wareborn på
språkhandledningen på GU och Dan Strömberg som varit min handledare på GU. Och inte
minst tack till min familj som fungerat som bollplank under arbetets gång.
Göteborg, den 30 maj 2012
Hanna Svahnström
Innehållsförteckning
1
2
Inledning ............................................................................................................................ 1
1.1.
Syfte ............................................................................................................................ 2
1.2.
Frågeställning .............................................................................................................. 2
Bakgrund ............................................................................................................................ 2
2.1
Alunskiffer .................................................................................................................. 2
2.1.1
2.2
3
Hantering och användning av rödfyr ................................................................... 4
2.2.2
Rödfyr i Västra Götalands län.............................................................................. 5
2.3
Inventering enligt MIFO ............................................................................................. 6
2.4
Innehåll i den befintliga vägledningen ........................................................................ 6
Metod ................................................................................................................................. 7
Avgränsningar ............................................................................................................. 9
Resultat ............................................................................................................................ 10
4.1
5
Rödfyr.......................................................................................................................... 3
2.2.1
3.1
4
Användning av alunskiffer ................................................................................... 3
Arbetet med rödfyr i kommunerna ............................................................................ 10
a)
Tre av objekten håller på att riskklassas, se vidare under avsnitt 4.1.1. ................ 10
b)
Fyra av objekten håller på att riskklassas, se vidare under avsnitt 4.1.5. .............. 10
4.1.1
Falköping ........................................................................................................... 10
4.1.2
Skövde................................................................................................................ 11
4.1.3
Grästorp.............................................................................................................. 13
4.1.4
Götene ................................................................................................................ 13
4.1.5
Skara .................................................................................................................. 18
4.1.6
Tidaholm ............................................................................................................ 18
4.1.7
Vänersborg ......................................................................................................... 18
Resultat från litteraturstudien ........................................................................................... 19
5.1
Dricksvatten .............................................................................................................. 19
5.1.1
Socialstyrelsens allmänna råd ............................................................................ 19
5.1.2
Undersökningar av dricksvatten gällande rödfyr och alunskiffer ...................... 20
5.2
Bedömning av hälsorisker på grund av rödfyr .......................................................... 21
a) µg/g motsvarar mg/kg ...................................................................................................... 22
5.3
Upptag i grödor och betesdjur ................................................................................... 22
5.4
Riktvärden Markanvändning ..................................................................................... 23
5.4.1
Generella riktvärden........................................................................................... 23
5.4.2
Platsspecifika riktvärden för markanvändning - rödfyr ..................................... 24
5.5
5.5.1
Arsenik ............................................................................................................... 26
5.5.2
Bly ...................................................................................................................... 28
5.5.3
Kadmium............................................................................................................ 29
5.5.4
Molybden ........................................................................................................... 30
5.5.5
Nickel ................................................................................................................. 31
5.5.6
Uran.................................................................................................................... 32
5.5.7
Vanadin .............................................................................................................. 33
5.6
6
Ämnen i rödfyr .......................................................................................................... 26
Efterbehandling och kontroll ..................................................................................... 34
5.6.1
Bästa möjliga teknik .......................................................................................... 34
5.6.2
Generellt om hantering av gruvavfall ................................................................ 34
5.6.3
Lakvatten............................................................................................................ 35
5.6.4
Uppsamling och rening av yt- och grundvatten ................................................. 35
5.6.5
Kontroller ........................................................................................................... 36
5.6.6
Lagring/Back-filling .......................................................................................... 36
5.6.7
Övertäckning ...................................................................................................... 37
5.6.8
Områdesrestriktioner.......................................................................................... 38
5.6.9
Bortschaktning och deponering ......................................................................... 38
5.6.10
Övrig metod ....................................................................................................... 39
Diskussion ........................................................................................................................ 39
6.1 Kommunernas arbete med rödfyren.............................................................................. 39
6.2
Utveckling av vägledningsmaterial ........................................................................... 40
6.2.1 Dricksvatten från brunnar ....................................................................................... 41
7
8
6.2.2
Upptag i grödor och djur .................................................................................... 42
6.2.3
Jämförelse med riktvärden för markanvändning ............................................... 42
6.2.4
Efterbehandling och åtgärder ............................................................................. 43
Slutsatser .......................................................................................................................... 45
7.1
Kommunernas arbete med rödfyren .......................................................................... 45
7.2
Utveckling av vägledningsmaterial ........................................................................... 46
Referenser ........................................................................................................................ 47
Bilaga 1 .................................................................................................................................... 54
Bilaga 2 .................................................................................................................................... 55
Bilaga 3 .................................................................................................................................... 57
Bilaga 4 .................................................................................................................................... 58
Bilaga 5 .................................................................................................................................... 61
1 Inledning
Ett av de 16 miljömål som Riksdagen fastställt handlar om Giftfri miljö. Huvudmålet för
Giftfri miljö beskrivs i Miljömålsportalen (2011):
Förekomsten av ämnen i miljön som har skapats i eller utvunnits av samhället ska inte hota
människors hälsa eller den biologiska mångfalden. Halterna av naturfrämmande ämnen är
nära noll och deras påverkan på människors hälsa och ekosystemen är försumbar. Halterna
av naturligt förekommande ämnen är nära bakgrundsnivåerna.
I detta miljömål ingår arbete med förorenade områden (Länsstyrelsen Västra Götalands län b,
u.d.). Till förorenade områden räknas mark, grund- eller ytvatten, sediment eller byggnader
vars innehåll av ett ämne är så pass högt att det kan medföra risk för människors hälsa eller
för miljön (Länsstyrelsen Västra Götalands län c, u.d.) Naturvårdsverket är den centrala
myndigheten som har hand om arbetet med efterbehandling av förorenade områden
(Naturvårdsverket, 2012) och Länsstyrelserna ansvarar för att organisera inventeringen av
potentiellt förorenade områden. Målet för Länsstyrelsen i Västra Götalands län är att
inventeringsarbetet ska vara klart i slutet av 2013 (Länsstyrelsen Västra Götalands län b,
u.d.).
Så kallade Rödfyrshögar räknas som förorenat område och ingår därmed i Länsstyrelsens
inventeringsarbete. Rödfyr är en restprodukt från bergarten alunskiffer och innehåller bland
annat ett flertal olika metaller och andra ämnen såsom arsenik, vanadin, molybden och uran
(Länsstyrelsen Västra Götalands län, 2004). Rödfyren bildades då alunskiffer brändes bland
annat vid framställning av alun, utvinning av olja eller vid framställning av bränd (osläckt)
kalk. Stora mängder rödfyr uppkom eftersom det krävdes ett ton alunskiffer för att framställa
15 kg alun (SGI, 2005). Dessa rester har på många håll lagts i stora högar och anledningen till
namnet är massornas röda färg som orsakas av det höga innehållet av järn. Rödfyren har
också använts som material på till exempel tennisbanor och löparbanor samt som
fyllnadsmaterial och vägbeläggning (Länsstyrelsen Västra Götalands län, 2004). Processen
med alunskiffer har på många håll pågått i några hundra år fram till början eller mitten på
1900-talet och de resulterande rödfyrshögarna har därmed på många håll blivit en del av
landskapsbilden (Envipro, 2003). Dock har frågan om hantering av rödfyrshögar blivit aktuell
i takt med att omgivningen förändrats och att högarna på vissa håll numer ligger inom
tätortsområden där marken behövs för andra ändamål såsom plats för bostäder. Eftersom
rödfyren innehåller ämnen som kan spridas och förorena närmiljön och rödfyren ofta
återfinns i stora volymer har den uppmärksammats i arbetet med förorenade områden. Det
finns också ett behov av vägledning för hantering och användning av rödfyr eftersom rödfyr
finns på flera håll i länet och förekommer så att människor exponeras.
I Västra Götalands län finns rödfyrshögar i sju av länets 49 kommuner (EBH-stödet, 201202-28). Länsstyrelsen arbetar med inventering och riskklassning av rödfyrshögarna samt att
ge vägledning till kommunerna om hantering och användning av rödfyr (Länsstyrelsen Västra
Götalands län b, u.d.). I nuläget har 41 av 68 rödfyrsobjekt riskklassats av Länsstyrelsen och
merparten av detta arbete gjordes 2002 (EBH-stödet, 2012-02-28). I samband med att
1
resterande objekt ska inventeras och riskklassas samt att en del av de redan klassade objekten
ska omklassas är det av vikt för Länsstyrelsen att få kännedom om kommunernas arbete med
rödfyren. I arbetet med att vägleda kommunerna gällande hantering av rödfyr har ett
vägledningsmaterial getts ut av Länsstyrelsen 2004. För att informationen i
vägledningsmaterialet ska hållas aktuell bör innehållet i vägledningen uppdateras i samband
med att nya förutsättningar och kunskaper om rödfyren tillkommer.
1.1.
Syfte
Syftet är att göra en sammanställning av arbetet med rödfyr i Västra Götalands län samt att ge
förslag på hur kommunerna i länet bör vägledas i arbetet med rödfyr.
1.2.
Frågeställning
Följande frågeställning ska besvaras:
•
•
Vad har gjorts i arbetet med rödfyrshögarna i de sju kommuner i Västra Götalands län
som har rödfyr?
Hur bör vägledningsmaterialet från Länsstyrelsen i Västra Götalands län utvecklas?
2 Bakgrund
2.1
Alunskiffer
Alunskiffer är en sedimentär bergart. Den finns i Sverige förutom i Västra Götaland, också
bland annat i Östergötland, Skåne, Närke och längs Fjällkedjan samt på Öland (Statens
industriverk, 1978). Alunskiffer är en typ av svartskiffer (NGI a) och finns på flera platser i
världen (Tourtelot, 1979). Närliggande länder till Sverige som också har alunskiffer är
Estland, där brytningen fortfarande är en viktig industri (SGU, 2008) och Norge (NGI a). I
områden kring Falbygden och Billingen i Västra Götalands län, där alunskiffer finns i
berggrunden, har undersökningar av dess uppbyggnad gjorts (Engström, 2003). Figur 1 nedan
visar de olika berglagren och hur de förhåller sig till varandra. Alunskiffern återfinns ovanför
urberget och sandsten och täcks av kalksten, lerskiffer och slutligen diabas.
Figur 1. Figuren illustrerar bergprofilen kring Falbygden och Billingen. Källa: Engström (2003)
2
Bildandet av alunskiffer i Sverige skedde under kambrium och äldre delen av ordovicium för
ca 500 miljoner år sedan, då marken var täckt av hav (Lundqvist, Lundqvist, Lindström,
Calner, & Sivhed, 2011). Metaller och mineralpartiklar fälldes ut och lagrades på botten
tillsammans med bland annat lera och sand. Dessutom sedimenterade organiskt material
under syrefattiga förhållanden vilket medförde att framförallt kerogen bildades (Statens
industriverk, 1978). Kerogen är ett samlingsnamn för organiska komplex som är heterogena i
sin sammansättning och ofta bestående av bakterierester och nedbrytningsrester, särskilt
fettsyror (Engström, 2003). Det organiska innehållet i alunskiffern kan uppgå till ca 20 %,
och är orsaken till dess svarta färg (Statens industriverk, 1978). De oorganiska
beståndsdelarna i alunskiffern är till största delen kiselmineral, pyrit (järndisulfid, FeS2) och
kalk i form av orstenar (kalcit som en slags linsformad mineralklump). Olika sorters
spårämnen finns också i alunskiffern såsom vanadin, arsenik, uran, molybden, nickel och
zink (Engström, 2003). Innehållet i alunskiffern varierar mellan olika förekomster beroende
på var den har bildats och senare påverkan (Statens industriverk, 1978). Eftersom
alunskiffern även innehåller en del svavel, i form av sulfider, kan surt lakvatten som lakar ut
metaller från skiffern uppstå om den kommer i kontakt med syre och vatten (NGI b).
2.1.1 Användning av alunskiffer
Alunskiffer har i huvudsak använts för framställning av alun (kaliumaluminiumsulfat), som
bränsle vid produktion av bränd kalk (CaO), för framställning av lättbetong (även kallad
blåbetong) och för utvinning av olja. Dessutom har alunskiffer använts för utvinning av uran i
till exempel Ranstad i Falköpings kommun (SGI, 2005).
2.2
Rödfyr
Rödfyr är restprodukten från förbränning av alunskiffer och innehållet är ungefär detsamma
som i alunskiffern men i andra halter (Länsstyrelsen Västra Götalands län, 2004).
Användningen av alunskiffer pågick från slutet av 1700-talet fram till ca 1950-talet och
rödfyren som erhölls lades i stora högar. Namnet baseras på den röda färgen hos massorna
som orsakas av det höga järninnehållet. Illustrationer av hur rödfyrshögar kan se ut ges i
Figur 2. Precis som alunskiffer fungerar rödfyr som vittrande gruvavfall och kan bilda surt
lakvatten (Länsstyrelsen Västra Götalands län, 2004; SGI, 2005). Beroende på vad
alunskiffern använts till så varierar innehållet av olika ämnen i rödfyren. När alunskiffern till
exempel använts som bränsle för framställning av bränd kalk till cementproduktion återfinns
kalk inblandat i rödfyren. Kalken ger rödfyren ett högre pH-värde och ökar
buffringsförmågan (SGI, 2005), vilket kan minska utlakningen av metaller.
3
Figur 2. Bilderna visar rödfyrshögen Hällekis (id nr:158043) i Götene kommun. Den röda färgen på materialet syns
tydligt. Bilderna visar också hur vissa delar av rödfyren är överväxt. Källa: EBH-stödet (2007).
2.2.1 Hantering och användning av rödfyr
Brytningen av alunskiffer resulterade i stora mängder rödfyr som på många håll har lagts i
stora högar, se Figur 3. Vissa av högarna är överväxta och inte längre lika synliga. Rödfyren
har också använts som material på till exempel tennisbanor och löparbanor, som
jordförbättringsmedel och som fyllnadsmaterial i vägar. Vid grävning eller liknande i rödfyr
exponeras en ny yta för syre och vatten, vilket ökar utlakningspotentialen (Länsstyrelsen
Västra Götalands län, 2004).
4
Figur 3. Bilden visar rödfyrshögen Rökstorps kalkbruk (id nr: 162621) i Skara kommun. Källa: EBH-stödet (2007)
2.2.2 Rödfyr i Västra Götalands län
I Västra Götalands län har 68 objekt med rödfyr identifierats (EBH-stödet, 2012-02-28).
Framförallt är det i anslutning till platåbergen Billingen (väster om Skövde), Kinnekulle
(Götene kommun), Hunne- och Halleberg (mellan Vänersborg och Grästorp) samt i
Falbygden utanför Falköping som rödfyrsobjekten finns (Envipro, 2003; Länsstyrelsen Västra
Götalands län, 2004), se Figur 4.
Figur 4. Kartan visar med blå markeringar platåbergen Hunne- och Halleberg, Billingen, Kinnekulle och Falbygden.
Källa Eniro (2012)
5
I Västra Götalands län har rödfyren framförallt uppkommit i samband med kalkbränning,
men även vid oljeframställning och produktion av alun. Det förekommer några
täktverksamheter med rödfyr i länet (SGI, 2005). Vid Kinne-Kleva i Götene kommun där
oljeproduktion har bedrivits används till exempel skifferaska för tillverkning av material till
sportbanor (Länsstyrelsen Västra Götalands län, 2004). Vid tre stora rödfyrsobjekt i
Falköpings kommun har omfattande undersökningar genomförts. Undersökningarna
genomfördes av Envipro Miljöteknik AB på uppdrag av Länsstyrelsen i Västra Götalands län
(Envipro, 2003).
2.3
Inventering enligt MIFO
Länsstyrelsen arbetar med identifiering av områden som kan ha förorenats av industriell
verksamhet. Arbetet innebär att aktuella områden märks ut på karta och att dess
fastighetsbeteckning noteras. Området riskklassas sedan utifrån vilken bransch den
industriella verksamheten tillhör. Denna klassning går från 1 till 4 och fungerar som en
prioriteringslista för länsstyrelsens fortsatta inventeringsarbete (Länsstyrelsen Västra
Götalands län a, u.d.). De områden som tillhör branschklass 1, vilket rödfyrsområden gör
(EBH-stödet,
2012-02-28),
prioriteras
först
(Naturvårdsverket,
2011).
Efter
branschklassningen börjar inventeringsarbetet som omfattar insamling av framförallt historisk
information om det aktuella området och med det som underlag görs en bedömning och en
riskklassning av området. Denna bedömning och riskklassning görs enligt Naturvårdsverkets
MIFO-metodik (Metodik för Inventering av Förorenade Områden) (Länsstyrelsen Västra
Götalands län a, u.d.). Metodiken är indelad i två faser. I den första fasen insamlas befintlig
data om objektet och därefter görs en bedömning beträffande faran med föroreningarna,
spridningsförutsättningarna, föroreningsnivån och områdets skyddsvärde. Slutligen görs en
översiktlig riskbedömning och objektet riskklassas. Riskklasserna går från klass 1 till klass 4.
Klass 1 innebär mycket stor risk, klass 2 – stor risk, klass 3 – måttlig risk och klass 4 - liten
risk. Efter riskklassningen i fas 1 beslutas vilka objekt som ska vidare till fas 2. I fas 2
kompletteras underlaget från fas 1, oftast med en miljöteknisk markundersökning, och
därefter görs en ny riskklassning av objektet. Vid till exempel sanering av ett område kan en
ny riskklassning göras (Naturvårdsverket, 2012; Naturvårdsverket, 2011). Alla misstänkt
förorenade områden tillsammans med tillgänglig information om dem registreras i en databas,
EBH-stödet (EBH står för efterbehandling av förorenade områden) (Länsstyrelsen Västra
Götalands län a, u.d.).
2.4
Innehåll i den befintliga vägledningen
Vägledningsmaterialet som Länsstyrelsen Västra Götalands län gav ut 2004 innehåller olika
avsnitt gällande användning och hantering av rödfyr. Inledningsvis ges bakgrundsinformation
om rödfyr, förorenade områden och hur ansvarsfördelningen ser ut. Länsstyrelsen Västra
Götalands län (2004) sammanfattar att ”rödfyrshögarna tills vidare skall betraktas som
förorenade områden och s.k. förvaringsfall.” (s. 2)
I avsnittet om rödfyrens egenskaper och klassning redovisas innehållet av olika ämnen i
rödfyr från undersökningar vid rödfyrshögarna Tomten, Uddagården och Rörsberga som
Envipro gjort (2003). Detta jämförs med riktvärden för markanvändning och ämneshalter i
morän och i skifferblandad morän. Vidare redovisas resultat från laktester i jämförelse med
6
gränsvärden för inert avfall. En genomgång av avfallsklassningen görs och Länsstyrelsen
Västra Götalands län (2004) sammanfattar att ”Rödfyr är att betrakta som ett avfall och
utifrån befintligt underlag bedömer länsstyrelsen att rödfyren tillsvidare bör klassas som ickefarligt avfall enligt EWC-kod 01 04 08.” (s. 5)
Miljöaspekter såväl som hälsoaspekter redovisas och tre punkter om försiktighetsåtgärder
framställs av Länsstyrelsen Västra Götalands län (2004, s. 7):
Länsstyrelsen anser att ur försiktighetssynpunkt bör följande åtgärder vidtas:
• Eventuell rödfyr som förekommer på lekplatser bör tas bort och rent material
tillföras med en mäktighet av minst 70 cm.
• Vattentäkter i eller nedströms rödfyrsförekomst bör undersökas m.a.p.
metallpåverkan och radonhalt.
• Risken för höga radonhalter inomhus skall beaktas både för bostäder belägna på
alunskiffer som på rödfyr.
Aspekter gällande kulturmiljö och planering av markområden samt information om
täktverksamhet i rödfyrshögar tas också upp i vägledningsmaterialet. Tätning, täckning eller
borttransport anges som möjliga skyddsåtgärder. Ifall områden med rödfyr ska tas i anspråk
för bebyggelse eller andra anläggningar anges att detta bör prövas genom detaljplan med
program och miljökonsekvensbeskrivning (MKB). MKBn bör anpassas för att också kunna
prövas enligt miljöbalken. Vidare anges att kompletterande undersökningar bör göras innan
förslag på ny markanvändning lämnas. Länsstyrelsens angivelser gällande lämpligt
omhändertagande beskrivs vidare i avsnitt 5.6.
Problematiken kring möjligt upptag av vissa ämnen i grödor odlade på mark med rödfyr har
uppmärksammats av länsstyrelsen och undersökningar av företeelsen har gjorts (Lennmo,
2006; Greger, 2005). Dock ansågs av Länsstyrelsens rödfyrsnätverk att resultatet från de
undersökningar som hittills gjorts inte var tillräckliga för att dra några slutsatser om huruvida
restriktioner bör vidtas och därför ingår inte några sådana rekommendationer i vägledningen.
3 Metod
Arbetet bestod dels av en insamling av information och material ifrån kommunerna och dels
av en litteraturstudie, framförallt om rödfyr och dess problematik samt efterbehandling och
åtgärder.
För sammanställningen av arbetet med rödfyr i de sju kommunerna söktes information hos
miljöhandläggare på respektive kommun med kännedom om rödfyr. I första hand söktes de
som tidigare deltagit i det rödfyrsnätverk som organiserades mellan länsstyrelsen och
kommunerna 2004-2006, eftersom dessa borde vara särskilt insatta i frågan. I vissa fall
skedde kontakt endast via telefon och i vissa fall endast via e-mail men ofta förekom både email- och telefonkontakt. Kontaktformen avgjordes framförallt utifrån praktiska skäl
beroende på vilka kontaktuppgifter som fanns att tillgå eller vad som föredrogs av den
tillfrågade. Vid telefonkontakt fördes anteckningar i samband med samtalet. I första hand
föredrogs e-mailkontakt då risk fanns att information förbisågs att antecknas vid
telefonkontakt.
7
I kontakten med kommunerna söktes svar på följande frågor:
•
•
•
•
Har det gjorts undersökningar av rödfyren?
Har efterbehandlingsåtgärder vidtagits vid någon av rödfyrshögarna?
Hur ser kommunen på det framtida arbetet med rödfyrshögarna?
Finns det planer framöver på annan användning av marken i området med rödfyr?
I de fall åtgärder eller liknande skett eller planeras, efterfrågades ytterligare information och
eventuellt material om den uppgiften. De kommuner som hade arbetat med rödfyren på något
sätt tillfrågades om det var något de saknade eller tyckte var oklart i Länsstyrelsens
vägledningsmaterial. Vad som framkom utifrån kontakten med kommunen sammanställdes
för varje kommun. Därefter fördes ett resonemang kring resultatet om kommunernas arbete.
När det gäller utvecklingen av vägledningsmaterialet togs hänsyn till viktiga faktorer utifrån
riskbedömningen och problematiken med rödfyren. Fokus låg på följande frågor:
•
•
•
Vad är problematiken med rödfyr?
Vilka metaller bör undersökas i dricksvattentäkter nedströms rödfyren?
Vilka typer av efterbehandlingsåtgärder eller kontrollåtgärder kan vara lämpliga för
rödfyrshögar?
Som bakgrundsmaterial om rödfyr användes material från Länsstyrelsen Västra Götalands län
såsom tidigare gjorda undersökningar och liknande. Information från Naturvårdsverkets och
Länsstyrelsen Västra Götalands läns hemsidor användes också.
Undersökningen av problematiken kring rödfyr utgick från en miljömedicinsk bedömning
från Västra Götalandsregionens Miljömedicinska Centrum samt andra undersökningar
gällande bland annat metaller i dricksvatten i närheten av rödfyr. Därefter sammanställdes
information om olika ämnen i rödfyr som kunde innebära en risk för människors hälsa eller
miljön. Informationen gällde förekomst, spridning samt miljö- och hälsopåverkan. Dessutom
inhämtades gräns- och riktvärden för dessa ämnen från World Health Organization (WHO),
livsmedelsverket, naturvårdsverket och/eller socialstyrelsen.
För kännedom om olika typer av efterbehandlingsåtgärder och övervakning inhämtades
information framförallt från Europeiska kommissionens referensdokument om bästa möjliga
teknik vid hantering av gruvavfall och bergrester från gruvdrift samt från en rapport av
Envipro (2003). Därtill kopplades information från Länsstyrelsen Västra Götalands läns
vägledningsmaterial.
Utifrån bakgrundsmaterialet om innehållet i rödfyren och de åtgärder som sammanställts
diskuterades sedan eventuella tillägg eller ändringar i Länsstyrelsens vägledningsmaterial. En
koppling mellan utvecklingen av vägledningsmaterialet samt kommunernas arbete med
rödfyren och kommentarer till vägledningen gjordes också.
8
3.1
Avgränsningar
Sammanställningen av arbetet med rödfyr i Västra Götaland utgick från de sju kommuner i
länet som har rödfyr, det vill säga: Skara, Vänersborg, Tidaholm, Falköping, Skövde, Götene
och Grästorp kommun. En tidsmässig avgränsning gjordes så att sammanställningen berör
arbetet som skett sedan Länsstyrelsens inventering 2002. För Falköping gäller det endast
perioden 2007 och framåt eftersom Länsstyrelsen gjorde en förstudie av rödfyrshögarna där
2007.
Fokus när det gäller utvecklingen av vägledningsmaterialet låg framförallt på kontrollåtgärder
och efterbehandlingsmetoder. Detta medförde att inga förslag gavs på utveckling av avsnitten
om ansvarsfördelningen för rödfyrshögar och avfallsklassningen av rödfyr.
Beträffande utvecklingen av vägledningsmaterialet gjordes en fördjupad genomgång av ett
antal ämnen som återfinns i rödfyr. Dessa ämnen var: arsenik, bly, kadmium, molybden,
nickel, uran och vanadin. Ämnena valdes eftersom de utifrån tidigare studier verkade
innebära störst problematik i samband med rödfyr och/eller att de återfanns i relativt höga
halter i rödfyr. Anledningen till att någon fördjupning ej gjorts för radon är att det anges
specifikt i vägledningen att provtagning bör ske med avseende på radon i dricksvatten i
vattentäkter nedströms rödfyr och att radonhalter bör beaktas i byggnader på både rödfyr och
alunskiffer, se avsnitt 2.4. Gällande spridning till vatten har fokus legat på spridning till
dricksvattenbrunnar i områden med rödfyr. På grund av tidsbrist behandlas ej undersökningar
gällande spridning av ämnen till närliggande vattendrag och eventuell påverkan på akvatisk
miljö. Därför har de gräns- och riktvärden för de olika ämnena som använts gällt skydd för
människors hälsa. Riktvärden för till exempel skydd för akvatiska miljöer har inte använts.
I bedömningen av de olika alternativa efterbehandlingarna och åtgärderna inkluderades inte
kostnaderna för dessa. Eftersom de olika objekten är så pass skilda, bland annat när det gäller
storlek, utformning och omgivningens förutsättningar, och information om kostnader inte
inhämtats, var det inte möjligt att göra en värdering av kostnader för efterbehandling av
objekten. Dock gjordes uppskattningar av vilka åtgärder som kan vara rimliga baserat på en
bedömning av omfattningen av insatsen och förväntat resultat.
9
4 Resultat
4.1
Arbetet med rödfyr i kommunerna
Situationen gällande riskklassningen av rödfyrshögarna och arbetet med rödfyr är
sammanställt för de sju respektive kommunerna. En kortfattad översikt ges i Tabell 1 nedan.
De kommuner som har arbetat med rödfyr har även tillfrågats om de saknar eller tycker att
något är oklart i Länsstyrelsens vägledningsmaterial.
Tabell 1. I tabellen ges en översikt gällande riskklassningen av rödfyrshögar för de respektive kommunerna.
Dessutom anges hur många av det totala antalet som är åtgärdade.
Kommun
Riskklass:
1
1
1
5
Falköping
Skövde
Grästorp
2
Götene
Skara
1
Tidaholm
Vänersborg
a)
b)
2
3
12
8
3
1
2
2
3
4
Oklassad
Totalt
19a)
21
13
3
17
4
5
5
2
4b)
2
Åtgärdad
1
1
Tre av objekten håller på att riskklassas, se vidare under avsnitt 4.1.1.
Fyra av objekten håller på att riskklassas, se vidare under avsnitt 4.1.5.
4.1.1 Falköping
I Falköping finns 21 förekomster av rödfyr, varav 2 är riskklassade enligt MIFO fas 1. Den
ena tillhör riskklass 1 och den andra tillhör riskklass 2 (EBH-stödet, 2012-02-28). De tre
rödfyrshögarna Uddagården (id nr:163318), Tomten (id nr: 163317) och Ravels grav (id
nr:163606) ingick dock i rapporten Undersökning, riskbedömning och prioritering av
rödfyrshögar i Västra Götalands län av Envipro (2003) där det anges att rödfyrshögarna är
riskklassade enligt MIFO fas 1 och att samtliga tre tillhör riskklass 1, (Ravels grav benämns
dock i Envipros undersökning som Rörsberga). Detta stämmer alltså inte med information
från EBH-stödet. Emellertid håller dessa tre rödfyrshögar på att ses över av Länsstyrelsen och
kommer att riskklassas bland annat efter information från undersökningen av Envipro enligt
K. Olsson (pers. kommunikation 3 maj 2012).
Sedan januari 2011 samarbetar Falköping kommun tillsammans med Hjo, Tibro och Skövde
kommun i kommunalförbundet Miljösamverkan östra Skaraborg (MÖS) gällande miljö- och
hälsoskydd och livsmedel (Skaraborg, 2012). Därmed har man också gemensamt hand om
rödfyrsförekomsterna i Skövde och Falköpings kommun.
I nuläget görs inga undersökningar kring rödfyrshögarna i Falköpings kommun. De senaste
undersökningar som gjorts av rödfyrsobjekten i Falköping är dels en undersökning av
Envipro 2003 och dels en inventering/förstudie gjord av Länsstyrelsen Västra Götaland 2007.
Inga efterbehandlingsåtgärder eller andra åtgärder har satts in. Om markarbeten ska göras
kommer en anmälan begäras in om efterbehandling av förorenad mark enligt miljöbalken.
När det gäller Länsstyrelsens vägledning om hantering och användning av rödfyr så används
den ifall det inkommer ärenden om rödfyr. Ovanstående har framkommit efter kontakt med
10
Lillemor Öberg som är miljöinspektör på MÖS. Öberg anger också att de inte saknar eller
efterfrågar något särskilt avsnitt i Länsstyrelsens vägledning.
4.1.2 Skövde
I Skövde kommun finns det 13 rödfyrsobjekt och samtliga är riskklassade enligt MIFOmetodiken fas 1. Fem av objekten tillhör riskklass 2 och de övriga tillhör riskklass 3 (EBHstödet, 2012-02-28).
Skövde kommun ingår precis som Falköping också i kommunalförbundet Miljösamverkan
östra Skaraborg (Skaraborg, 2012) och hanteringen av rödfyrsobjekten sker därmed på
samma sätt som för dem i Falköpings kommun. Följande information har framkommit efter
kontakt med Lillemor Öberg och Maria Thoren, miljöinspektörer, MÖS.
Sedan inventeringen gjordes av Länsstyrelsen Västra Götaland 2002 har inga generella
undersökningar gjorts av rödfyrsobjekten i kommunen. Ett aktuellt efterbehandlingsärende
finns gällande rödfyr från Käpplunda gruva som beskrivs i avsnitt 4.1.2.1 nedan.
4.1.2.1
Efterbehandling Käpplunda A
Ett aktuellt ärende gällande efterbehandling på fastigheterna Skövde 4:167, 4:53 och
Käpplundagärdet 2 finns i Skövde. Fastighetsbeteckningen Skövde 4:167 finns dock inte
längre utan har bytt namn till Käpplundagärdet 4 och på denna fastighet finns rödfyrshögen
Käpplunda A (id nr: 163032). På fastigheten Skövde 4:53 finns rödfyrsobjektet Käpplunda B
(id nr: 163033) där Käpplunda gruva ligger, se Figur 5 (EBH-stödet, 2012-02-28). Det är
rödfyrshögen Käpplunda A som saneras och arbetet är i slutskedet av saneringen. Marken där
rödfyren låg skulle bebyggas och kommunen ville använda massorna som fyllnadsmaterial i
dagbrottet vid Käpplunda gruva se Figur 5 och 6. Ansökan om användningen som
fyllnadsmaterial fick dock avslag och det blev istället ett efterbehandlingsärende där
massorna skulle schaktas bort och lämnas på Risängens avfallsanläggning (Miljönämnden
östra Skaraborg, 2009a; Miljönämnden östra Skaraborg, 2009b). På anläggningen används
rödfyrsmassorna för avjämning av deponi med ett skyddsskikt ovanpå rödfyren
(Miljönämnden östra Skaraborg, 2009c). Beslutet anges av MÖS kunna ses som ett
principbeslut att all uppgrävd rödfyr ska lämnas till deponi.
11
Figur 5. Kart över Käpplunda med de två rödfyrshögarna Käpplunda A (nederst) och Käpplunda B (ovan till
vänster) markerade med rött. Källa: Länsstyrelsens digitala kartsystem (2012)
Figur 6. Plankarta över Käpplunda gärde. Färgmarkeringarna visar område som planeras byggas och naturområde.
Även planerade trafikytor är markerade. Källa: SWECO (2009)
12
4.1.3 Grästorp
Kommunen har tre förekomster av rödfyr varav samtliga tillhör riskklass 3 (EBH-stödet,
2012-02-28).
Jan Åke Rosén, miljö- och hälsoskyddsinspektör (inhyrd av Grästorp kommun), meddelar att
det inte finns några planer på åtgärder eftersom de aktuella rödfyrshögarna tillhör riskklass 3.
Det handlar endast om små förekomster vilket innebär att åtgärder eller undersökningar inte
anses krävas.
4.1.4 Götene
I kommunen finns 17 objekt med rödfyr av vilka 15 stycken är riskklassade. Två av dessa
objekt tillhör riskklass 1, ett objekt tillhör riskklass 3 och resterande objekt tillhör riskklass 2
(EBH-stödet, 2012-02-28).
Utifrån kontakt med Ann-Charlotte Willimsson, miljö- och hälsoskyddsinspektör, framgår att
när det gäller stora rödfyrshögar så väljer kommunen att inte göra något med dem utan låter
dem vara. Det finns inga planer på att införa några restriktioner kring rödfyrshögarna. Vid till
exempel exploatering av områden med rödfyr så använder kommunen sig av vägledningen
som länsstyrelsen gett ut. Det finns två aktuella ärenden i kommunen gällande ny
markanvändning
i
anslutning
till
rödfyrshögar.
Dessa
ärenden
gäller
Trygghetsboende/Äldreboende på fastigheten Melonen 12 och Hällekis idrottshall på
fastigheten Hönsäter 5.4 och beskrivs mer ingående nedan. Ytterligare ett ärende gällande ett
område där rödfyr använts som fyllnadsmaterial är Sjönära boende - Hönsäter hamn, men
detta beskrivs inte mer ingående då det inte rör någon rödfyrshög.
Den information som Götene kommun efterfrågade gällande vägledningsmaterialet var:
• Information om risker med odling av vissa grönsaker. Dessutom önskas
rekommendation för tomtmark som kan komma att användas för odling.
• En tydligare skrivning under planeringsaspekter. Mer praktiskt vad som är lämpligt,
om man till exempel kan använda rödfyr inom området för anläggningsändamål alltså
inom planområdet för till exempel hårdgjorda ytor som vägar eller gång- och
cykelvägar men inte i nära anslutning till hus.
• Lämpligt omhändertagande, tydligare skrivning om att jungfrulig mark inte skall
förorenas genom användande av rödfyrförorenat material för utfyllnad,
vägbyggnation eller liknande ändamål.
4.1.4.1
Efterbehandling Melonen 12
Enligt Götene kommuns detaljplan nr 80, planeras det för bostäder, så kallade
trygghetsbostäder, på fastigheten Melonen 12. Någon MKB bedömdes inte behövas i
samband med upprättandet av detaljplanen (Götene Kommun, 2011). Byggandet inleddes i
december 2011 och beräknad inflyttning är satt till januari 2013 (Augustsson, 2011; Götene
Bostäder AB). Marken på fastigheten har tidigare fungerat som parkeringsplats. Plankartan
från detaljplanen visas i Figur 7.
13
Figur 7. Kartan visar kvarteret Päronet och Melonen. De gula och bruna fälten markerar plats för bostäder och
annan bebyggelse och de gröna fälten visar planerade parkområden. På fastigheten Melonen 12, som kan ses i kartan
uppe till höger, planeras det för bostäder. Källa: Götene Kommun, Detaljplan 80.
I samband med en miljöteknisk markundersökning samt kompletterande undersökningar av
fastigheten Melonen 12 (2010/2011) av Sweco Environment AB, på uppdrag av Skanska
Sverige AB, visade det sig att marken innehöll rödfyr och metallhalter över riktvärdet för KM
uppmättes (Kuhna, 2011 a). Området inventerades och objektet Melonen 12 (id nr: 158024)
bedömdes tillhöra riskklass 2 (EBH-stödet, 2012-02-28). I Figur 8 ses kartan över området
med rödfyren markerad på fastigheten Melonen 12.
14
Figur 8. Karta över Lidköpingsvägen i Götene kommun. Rödfyrsobjektet på fastigheten Melonen 12 är inringat i
rött. Källa: Länsstyrelsens digitala kartsystem
I nivån 0-0,5 m under markytan hittades halter av metaller över riktvärdet för känslig
markanvändning, dock överskred inte halterna riktvärdet för mindre känslig markanvändning
förutom med avseende på arsenik som låg på 64 mg/kg torrsubstans (TS) (riktvärde för
känslig markanvändning är 15 mg/kg TS, se avsnitt 5.4, Tabell 3). Arean bedömdes till 1300
m2 och medeldjupet på rödfyrslagret bedömdes till 0,2 m (Kuhna, 2011 b). Efterbehandlingen
innebar borttransport av ca 400 ton rödfyr till Rödjornas deponi i Skara, vilken är en av de
rekommenderade deponierna i vägledningen från Länsstyrelsen (2004). På deponin planeras
rödfyrsmassorna att användas som konstruktionsmaterial inom deponin. Utanför
fastighetsgränsen anges fortfarande finnas upplag av rödfyr kvar. Enligt en analys av
underliggande jordmassor efter bortschaktning fanns inga halter av metaller över riktvärden
för KM. Prover på molybden eller uran har dock ej tagits. Bedömningen har gjorts att ingen
ytterligare sanering behövs och ärendet är avslutat. Sweco anger att den sanerade marken bör
omklassas enligt MIFO och avskrivas (Kuhna, 2011 b).
4.1.4.2
Hällekis idrottshall, Hönsäter 5:4 mm.
Det finns en detaljplan gällande Hällekis idrottshall som varit under utställning från 23 dec
2011 till 23 jan 2012. Någon MKB har inte upprättats. Planen är att bygga en ny idrottshall i
två etapper, se plankartan i Figur 9. Under den första etappen ska en hall på 715 m2 byggas
med möjlighet till en tillbyggnad (etapp 2) så att hallen blir 1450 m2. I sitt yttrande påpekar
miljökontoret i Götene att det finns stora mängder rödfyr inom och i närheten till området. De
anger att antingen ska anläggningen byggas radonsäker eller så ska rödfyren schaktas bort till
deponi. Som svar på yttrandes meddelas att man ska komplettera planbeskrivningen med text
om rödfyr (Seiving, 2011). Detta har dock inte gjorts men Per Seiving som är stadsarkitekt i
Götene kommun meddelar (2012-02-11) att en geologisk undersökning ska genomföras innan
15
byggfasen och att eventuell hantering av rödfyr kommer gås igenom i samband med ansökan
om bygglov.
Figur 9. Bilden visar plankartan över området där idrottshallen planeras byggas. Placeringen av idrottshallen är
markerad med rött (etapp 1) och med streckad linje (etapp 2). Lokaliseringen av rödfyrshögarna ligger utanför
området på kartan. Källa: Götene Kommun, Planer under utställning.
Två identifierade rödfyrshögar: Hällekis (id nr: 158055) och Hönsäter (id nr: 158044), i
Götene kommun ligger på samma fastighet som den planerade idrottsplatsen ska placeras,
alltså fastigheten Hönsäter 5:4. I Figur 10 ses placeringen av rödfyrsobjekten i förhållande till
idrottshallen. Rödfyrshögen Hönsäter har inventerats tillhör riskklass 2. Hällekis har ännu
inte inventerats (EBH-stödet, 2012-02-28). Utifrån kartbilden i Figur 10 verkar det som att
Hönsäter är den rödfyrshög som ligger närmast den planerade idrottshallen. En tydligare
karta över Hönsäter och sporthallen ses i Figur 11.
16
Figur 10. Kartan visar området där idrottshallen planeras byggas i ett större perspektiv. Idrottshallen är markerad
med svart punktad ruta. På kartan syns också två rödfyrsobjekt markerade med rött. Det som ligger norr om
idrottshallen är Hällekis och det som ligger sydöst om idrottshallen är Hönsäter. Källa: Länsstyrelsens digitala
kartsystem
Figur 11. Karta över området där idrottshallen planeras byggas med svart punktad ruta som markering för
ungefärligt läge för idrottshallen (både etapp1 och 2) och med rödfyrsobjektet Hönsäter markerat med röd ring.
Källa: Länsstyrelsens digitala kartsystem
17
4.1.5 Skara
Kommunen har fyra förekomster av rödfyr, ingen av dem är ännu riskklassade enligt EBHstödet (2012-02-28). Enligt en sammanställning av förorenade områden i kommunen anges
dock de fyra rödfyrshögarna vara riskklassade: Ulunda kalkbruk (id nr: 162619) – riskklass 2,
Millomgårdens kalkbruk (id nr: 162620) – riskklass 3, Rökstorps kalkbruk (id nr: 162621) –
riskklass 2 och St Lycke kalkbruk (id nr: 162622) - riskklass 4, se Bilaga 5 (Andersson &
Ormann, 2004). Detta stämmer alltså inte med information från EBH-stödet. Dock håller
dessa rödfyrshögar på att ses över av Länsstyrelsen och kommer att riskklassas bland annat
med stöd av informationen från sammanställningen av Andersson och Ormann enligt K.
Olsson (pers. kommunikation 3 maj 2012).
Jan Ålander, som är miljöchef i kommunen, anger att inga åtgärder vidtagits efter
inventeringen och att det inte heller finns några planer på att vidta åtgärder framöver.
4.1.6 Tidaholm
I Tidaholms kommun finns fem objekt med rödfyr identifierade varav tre är riskklassade: ett
objekt tillhör riskklass 1 och två objekt tillhör riskklass 2 (EBH-stödet, 2012-02-28).
Niclas Antonson som är miljö- och hälsoskyddsinspektör i Tidaholm kommun meddelar att
det som gjorts gällande rödfyrshögarna i kommunen är att tre av fem objekt är inventerade.
Det har inte varit någon kommunikation med närboende och just nu finns inga planer för
objekten mer än att de finns med i EBH-stödet. Kommunen kommer att beta av de objekt
som finns i EBH-stödet efterhand. De har en handlingsplan där de i första hand ska ta
områden med riskklass 1 och 2. I handlingsplanen finns fem utpekade objekt som tas i tur och
ordning. Bland dessa är inget av rödfyrsobjekten med. När nästa handlingsplan görs är det
dock möjligt att objekten med rödfyr kommer att ingå.
4.1.7 Vänersborg
I Vänersborg finns det fem rödfyrshögar och samtliga är riskklassade enligt MIFO-metodiken
fas 1. Två av högarna ingår i riskklass 2 och resterande ingår i riskklass 3 (EBH-stödet, 201202-28).
Nedanstående, om inget annat anges, har framkommit efter kontakt med Irén Larsson från
miljö- och hälsoskyddskontoret i Vänersborg.
Efter inventeringen, som gjordes av länsstyrelsen, har det inte gjorts något kring
rödfyrshögarna från kommunens sida; inga restriktioner eller efterbehandlingsåtgärder har
satts in. Det finns inga planer på någon utökad bebyggelse i områdena med rödfyr. På grund
av natur- och kulturvärden är området med rödfyr till stor del skyddat. Ett fåtal hus
nedströms rödfyrshögarna berörs. Kommunen har haft tankar på att rekommendera att dessa
berörda som har egen brunn tar dricksvattenprover eller att kommunen själva ska göra det. En
del boenden har låtit ta prover på eget initiativ och då i vissa fall skickat in resultatet till
kommunen. Troligen har dock inte metaller som kan visa på spridning från rödfyren
analyserats eftersom dessa vanligen inte ingår när man provtar dricksvatten (Socialstyrelsen,
Försiktighetsmått för dricksvatten, 2003). Under 2012 har kommunen beslutat att
dricksvattenprover i tio olika brunnar i fastigheter nedströms rödfyren ska tas, samt
18
referensprov i alunskiffern utanför rödfyren. Syftet är att få en överblick av hur situationen
ser ut i kommunen. Utformningen av testet är i nuläget inte klar men förslaget är att låta
analysera innehållet med avseende på de ämnen som ingått i de undersökningar som utförts
tidigare, bland annat den som gjorts av Envipro (2003) runt rödfyrshögar i Falköping. Detta
innebär att halterna av bland annat arsenik och uran skulle analyseras, vilka i vanliga
dricksvattenanalyser för enskilda anläggningar inte brukar ingå (Socialstyrelsen, 2003). Det
handlar dock om en kostnadsfråga och det är inte säkert att samtliga ämnen kan analyseras.
Kommunen har haft en kampanj när det gäller radonmätning. Ett antal mätningar av
radonhalten har bland annat gjorts i fastigheter i Hunneberg. Dessa ligger mycket nära rödfyr
och på bergrund med alunskiffer och ett urval av dem kan ses i Bilaga 3. Halterna beror till
stor del på utformningen av ett hus, det är därför svårt att göra någon jämförelse beroende på
var huset ligger i förhållande till rödfyren. Livsmedelsverkets gränsvärde för att dricksvatten
ska räknas som otjänligt är 1000 Bq/l och som tjänligt med anmärkning är 100 Bq/l (SLVFS
2001:30) Socialstyrelsens riktvärde som anger risk för hälsa är också 1000 Bq/l (SOSFS
2003:17). De två vattenprover som redovisas i Bilaga 3 visar att halten radon inte överskred
något av gräns- eller riktvärdena. I inomhusluften överskreds dock gränsvärdet för högsta
tillåtna radonhalt för ny bebyggelse som är 200 Bq/m3 enligt Boverkets författningssamling
(BFS2006:12, BBR12) i åtta av fjorton mätningar.
5 Resultat från litteraturstudien
Litteraturstudien omfattade en undersökning av olika studier om spridning av och påverkan
från olika ämnen från rödfyren som har potential att utgöra en hälsorisk. Dessutom omfattar
litteraturstudien en genomgång av rikt- och gränsvärden för olika ämnen i mark och vatten
samt efterbehandlings- och åtgärdsalternativ för rödfyren.
5.1
Dricksvatten
Socialstyrelsen ger ut allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten (SOSFS 2003:17).
De allmänna råden är tillämpbara för vattenverk, enskilda brunnar eller enskilda
dricksvattenanläggningar med ett dygnsgenomsnitt på tio kubikmeter vatten eller som
försörjer färre än 50 personer. Dock gäller inte de allmänna råden kommunalt dricksvatten
eller dricksvatten som används i offentlig verksamhet utan då är det livsmedelsverket som
anger föreskrifter om dricksvatten med regler och gränsvärden som ska gälla (SVLFS
2001:30).
5.1.1 Socialstyrelsens allmänna råd
Rekommendationen i Socialstyrelsens allmänna råd är att dricksvatten från enskild brunn
åtminstone provtas vart tredje år. Provtagningen ska göras enligt bilaga 2 i handboken
Dricksvatten från enskilda brunnar och mindre vattenanläggningar, alltså för de ämnen som
listas där (Socialstyrelsen, 2006 a). Varken arsenik, nickel, radon, uran eller vanadin står med
i denna lista, se Bilaga 1. På Socialstyrelsens hemsida står dock att rekommendationen också
är att provta uran och i vissa fall även arsenik (Socialstyrelsen a, u.d.). Det anges också i de
allmänna råden att radonhalten vid enstaka tillfällen också bör testas (SOSFS 2003:17). I
Bilaga 2 listas riktvärden för ett antal utvalda ämnen i dricksvatten som är satta av
19
Socialstyrelsen. De kemiska ämnen som vanligen orsakar problem med vatten från enskilda
bergborrade brunnar anges primärt vara arsenik men också uran och fluorid. För grävda
brunnar anges det vara uran, nitrat och koppar (Socialstyrelsen b, u.d.). Det finns tre
kvalitetsnivåer för bedömning av dricksvatten: tjänligt, tjänligt med anmärkning och otjänligt.
Om kvaliteten på dricksvattnet bedöms som otjänligt eller tjänligt med anmärkning bör
åtgärder vidtas för att se till att tjänlig kvalitet uppnås. Dessutom ska berörda informeras om
situationen (SOSFS 2003:17).
5.1.2 Undersökningar av dricksvatten gällande rödfyr och alunskiffer
Enligt Envipros rapport (2003) är stora delar av föroreningarna i rödfyrshögarna Uddagården,
Tomten och Rörsberga utlakningsbara i ett längre tidsperspektiv. För Uddagården anges att
det finns risk att lakvattnet framöver kommer att ha ett lägre pH-värde. Detta eftersom
buffringspotentialen där inte bedöms vara lika god som vid de andra två objekten.
Utlakningen bedöms inte öka framöver men den kommer sannolikt att fortgå i flera tusen år.
De ämnen som bedömdes innebära en risk när det gäller läckage till dricksvattenbrunnar
utifrån Envipros rapport presenteras i avsnitt 5.2.
En studie av Engström (2003) gjordes med avseende på läckage av metaller och dess
påverkan på dricksvattenbrunnar runt rödfyrshögar på Kinnekulle i Götene kommun. I
jämförelse med Socialstyrelsens riktvärden hade de flesta brunnarna dricksvatten som
bedömdes som tjänligt utan anmärkning. Resultaten från studien var, precis som Envipros
rapport från 2003 som nämns ovan, en del av utgångsmaterialet för den miljömedicinska
bedömningen som beskrivs nedan och resultaten kan ses i Tabell 2. Högst halter uppmättes
av uran, koppar, zink och aluminium. För koppar, zink och aluminium gällde dock att det var
stor spridning mellan brunnarna, både upp- och nedströms rödfyren. För uran var ungefär
hälften av de uppmätta halterna högre än Socialstyrelsens riktvärde, (jämför Tabell 2 med
Bilaga 2). De uppmätta halterna av arsenik, krom, kadmium, bly och nickel var överlag låga,
dock uppmättes högre halter av arsenik, bly och nickel i ett par brunnar. Den uppmätta
blyhalten bedömdes vara anmärkningsvärd men inte ovanlig vid jämförelse med naturligt
förekommande blyhalter i områden med skiffer i berggrunden. Generellt sett var de uppmätta
halterna av metaller högre nedströms än uppströms rödfyren. Utifrån Engströms studie var
det alltså uran och bly samt i viss mån även arsenik och nickel som utmärkte sig och som
visade på högre halter nedströms jämfört med uppströms rödfyr. Uran var dock det enda
ämne som överskred riktvärdet för dricksvatten. Anledningen till de låga halterna av metaller
i vattnet antas bero på att fastläggning av metallerna sker tillsammans med olika mineral.
Ytterligare en studie om metallhalter i brunnsvatten i alunskifferområden i Östergötland
visade att problematiken med förhöjda metallhalter i vattnet gällde grävda brunnar snarare än
borrade brunnar (Jemander, 2008). Det ämne som i undersökningen visade förhöjda halter i
flest brunnar var kalcium, halterna låg inom spannet för att vattnet skulle bedömas som
tjänligt med anmärkning. För arsenik visade samtliga brunnar på halter under Socialstyrelsens
riktvärde på 10µg/l. En anledning till detta angavs kunna vara arsenikens geokemiska
egenskaper; att arseniken är bundet till stabila mineraler. Dock var de uppmätta halterna av
arsenik högre i alunskifferområdena än i referensområdena och i de bergborrade brunnarna
var halten arsenik under rapporteringsgränsen i 70 % av brunnarna medan samma siffra för
20
de grävda brunnarna var 10 %. Kadmiumhalterna var också låga vilket troligen kunde
kopplas till att pH var neutralt och inte surt. Lika så var det för vanadin och detta antogs bero
på att vanadin inte är så lättlösligt. I en av de bergborrade brunnarna översteg halten uran
riktvärdet och uppmättes till 21,5 µg/l. För de grävda brunnarna överskreds riktvärdet vid tre
brunnar. Eftersom uran är mer mobilt i sin oxiderade form kan resultatet bero på att de
borrade brunnarna generellt sett var mer syrefattiga. Vidare överskreds WHOs riktvärde för
barium (700 µg/l) och det amerikanska riktvärdet för strontium (ATSDR 4000 µg/l) i en
bergborrad brunn. Socialstyrelsen i Sverige har dock inte satt något riktvärdeför varken
barium eller strontium (SOSFS 2003:17). Totalt sett fanns att vattnet var tjänligt med
anmärkning i samtliga av de grävda brunnarna och i en fjärdedel av de bergborrade
brunnarna. Utifrån resultaten från studien av Jemander (2008) var det alltså ämnena kalcium,
uran, barium och strontium och till viss del även arsenik som uppmärksammades.
5.2
Bedömning av hälsorisker på grund av rödfyr
En miljömedicinsk bedömning av hälsorisker hos människor på grund av rödfyrshögar i
Västra Götaland gjordes 2004. Det var Västra Götalandsregionens Miljömedicinska Centrum
som ansvarade för bedömningen. Utifrån de värden som anges nedan i Tabell 2 och
antaganden för exponering gjordes beräkningar för intag via olika källor. Antaganden för
dagligt intag var för inandning av rödfyr 0,5 mg, intag av rödfyr/jord 1 g och intag av
dricksvatten 2 l. Jämförelser av resultaten från dessa beräkningar med de uppmätta halterna
av olika ämnen indikerade att intag av damm inte utgör något problem och att för flertalet
ämnen utgör intag av vatten eller jord inte heller något problem. De ämnen som bedömdes
kunna innebära risker var: vanadin, uran och arsenik. Innehåll av arsenik eller uran i
dricksvatten ansågs vara den största risken för människor i områden med rödfyr men det
angavs att det finns osäkerhet kring huruvida förhöjda halter av arsenik i brunnsvatten i dessa
områden faktiskt förekommer. Fler undersökningar ansågs, enligt bedömningen, behövas och
när det gäller bostäder byggda på rödfyr ansågs att risken för höga radonhalter bör tas hänsyn
till. Bedömningen gjordes att inga restriktioner behöver införas och att det inte finns några
risker med inandning av damm (Sällsten & Barregård, 2004).
21
Tabell 2. En sammanställning av uppmätta halter av olika ämnen i vatten och rödfyr samt värden för normalt intag.
Resultat markerade med * är resultat från examensarbete av Engström (2003). Resultat från en brunn i opåverkat
område har uteslutits eftersom denna troligen är förorenad av andra källor. Övriga resultat kommer från två
rapporter av Envipro (2003) Frågetecknet för normalt upptag av vanadin markerar att detta är en uppskattning.
Källa: Sällsten & Barregård, 2004.
Ämne
Ytvatten
μg/l
Grundvatten
μg/l
Brunnsvatten
μg/l
Rödfyr
μg/g a)
Arsenik
Uran
Knappt 1
10-100
0,1-3
10-100
100
100
Vanadin
Zink
1-10
1-40
350
60
20?
10 000
Koppar
Cirka 1
0,1-3
30
2000
Kobolt
Krom
Nickel
0,1-2
1-20
1-4
0,1-3
3-30
15
30
50
5-50
60
250
Bly
0-0,1
0,01
40
10
Kadmium
Molybden
Mangan
0,01-1
0,1-1
10-800
100-3000
0,1-7
0.3 – 4
<3.1-74*
<1*
3-40
<1-150*
0.1 – 20
<1-110*
0,01-0,1
0,01-0,1
cirka 1
<2.5-8*
0 – 0.5
<2-5*
0-0,01
1-10
1 – 200
<0.1-250*
Normalt
dagligt intag
µg
10
1-5
3
100
1000
15
300
3000
a) µg/g motsvarar mg/kg
5.3
Upptag i grödor och betesdjur
På flera håll i Västra Götalands län bedrivs odling och bete på rödfyrs- och alunskifferjord
(Greger, 2005). På grund av innehållet av olika metaller och andra ämnen i rödfyr och
alunskiffer som kan vara skadliga har undersökningar gjorts beträffande upptag i växter och
betesdjur.
En undersökning om metallupptag i växter som odlats i rödfyr- och alunskifferjord i Västra
Götalands län har gjorts med avseende på molybden, uran, arsenik, kadmium, vanadin och
barium samt i till viss del också tallium och antimon. Den insamlade rödfyrsjorden hade
uppkommit i samband med bränning av kalk. De tre olika grödor som testades var potatis, råg
och sallad. Resultatet visade att generellt sett var halterna lägst i råg och högst i sallad. I
sallad ackumulerades kadmium vilket också var väntat. I övrigt var halterna av vanadin,
molybden och arsenik i salladen förhöjda både vid odling i rödfyr- och alunskifferjord. Inga
förhöjda halter kunde uppmätas för råg. Potatisen hade förhöjt upptag av uran, vanadin,
molybden och kadmium. Upptaget av arsenik bedömdes som relativt lågt. Gällande
ackumulering så framkom i undersökningen att uran, vanadin, molybden och arsenik var mer
tillgängligt för upptag i rödfyr jämfört med alunskiffer medan barium var mer tillgängligt i
alunskiffer jämfört med rödfyr. Slutsatsen från undersökningen var att inga problem fanns
med att odla råg. För sallad och eventuellt också potatis kan halterna av kadmium och arsenik
betyda att halten för tolererbart dagligt intag överskrids (Greger, 2005). Det fanns planer på
att genomföra fler undersökningar av grödors upptag av ämnen från rödfyr men eftersom inga
22
medel erhölls blev det ingen ytterligare undersökning enligt Maria Greger (personlig
kommunikation, 7 maj 2012).
Enligt en undersökning av Lennmo (2006) om tre olika sorters grödors upptag av spårämnen
från rödfyr visade att grödor odlade i rödfyr hade ett betydligt högre innehåll av spårämnen
än kontrollerna odlade i vanlig jord. De tre grödor som användes var sallad, lök och morot.
Odlingen bedrevs på rödfyrshögarna Tomten, Uddagården och Rörsberga i Falköping
kommun. De ämnen som innehållet analyseras på gällde: arsenik, vanadin, nickel, molybden,
kadmium och bly. Valet av dessa ämnen för analysen baserades på Envipros undersökning
gällande innehållet i rödfyr från just Tomten, Rörsberga och Uddagården. Sallad var den
gröda som generellt sett innehöll högst halter.
Risker för djurhållning i anslutning till rödfyr kan vara både upptag i samband med betning
eller att djuret dricker av förorenat vatten i området. I Degerhamn i Mörbylånga kommun har
en undersökning gjorts av innehållet av olika ämnen i får som betat i ett område med rödfyr
vid ett gammalt alunbruk. Undersökningen gjordes år 2005 och gällde sju får, fem ifrån
rödfyrsområdet och två från ett referensområde. Resultatet från analysen visade förhöjda
halter gällande bly, vanadin, nickel och arsenik. Nivån på dessa halter bedömdes dock som
icke anmärkningsvärd ur toxikologisk och nutritionell synpunkt, se Bilaga 4.
5.4
Riktvärden Markanvändning
5.4.1 Generella riktvärden
Naturvårdsverket har tagit fram riktvärden för förorenad mark. Risken för att föroreningarna
orsakar negativa effekter på människor, miljö eller naturresurser anses vanligtvis acceptabel
om halten av föroreningar understiger dessa riktvärden. Meningen är att riktvärdena ska
fungera som ett verktyg för att avgöra om efterbehandling av ett förorenat område behövs.
Värdena är dock inte juridiskt bindande. Om de uppsatta riktvärdena inte är passande för ett
visst område kan särskilda riktvärden tas fram för det området. Eftersom typen av
markanvändning påverkar bland annat vilken slags verksamhet som kommer att pågå i
området och vilka grupper som kommer att beröras så har två uppsättningar av riktvärden
tagits fram, en för känslig markanvändning (KM) och en för mindre känslig markanvändning
(MKM). Hänsyn tas till människor som befinner sig i området, markmiljön och yt- och
grundvatten och det lägsta värdet, med vissa justeringar, avseende skydd av dessa används.
KM innebär att kvaliteten på marken inte begränsar valet av markanvändning, människor av
alla åldrar kan vistas permanent på området under en livstid. MKM innebär att valet av
markanvändning inskränks till att handla om kontor, vägar eller industrier på grund av
markkvaliteten, tanken är att vuxna vistats i området under sin arbetstid medan barn och äldre
vistas i området under kortare stunder. Även för djur kan vistelsen i området vara tillfällig
(Naturvårdsverket, 2009). Nedan visas en tabell för KM och MKM för utvalda ämnen, se
Tabell 3.
23
Tabell 3. Naturvårdsverkets riktvärden för förorenad mark för utvalda ämnen. Samtliga halter anges i mg/kg TS
(Torrsubstans). Källa: Naturvårdsverket 2009.
Ämne
Antimon
Arsenik
Barium
Bly
Kadmium
Kobolt
Koppar
Krom totalt
Känslig
markanvändning
12
10
200
50
0,5
15
80
80
Mindre känslig
markanvändning
30
25
300
400
15
35
200
150
Krom (VI)
2
10
Kvicksilver
Molybden
Nickel
Vanadin
Zink
0,25
40
40
100
250
2,5
100
120
200
500
Notering
Om andelen krom (VI) är
större än 1 % av den totala
kromhalten bör även
krom(VI) riskbedömas.
Ämnen som i stor
utsträckning kan
förekomma i grundvatten.
Kompletterande analyser
av grundvatten
rekommenderas
Den senaste versionen av Naturvårdsverkets riktvärden för markanvändning är från 2009 och
en del förändringar har gjorts jämfört med den tidigare från 1997, bland annat har riktvärden
för metallerna antimon, barium och molybden lagts till (Naturvårdsverket, 2009).
Länsstyrelsens vägledning utgår från de riktvärden för markanvändning som sattes 1997 och
har alltså inte med riktvärden för molybden (Länsstyrelsen Västra Götalands län, 2004).
Samtliga av de ämnen som tas upp i vägledningsmaterialet, förutom uran, har ändrats i den
senaste versionen jämfört med versionen från 1997. De ämnen som berörs är därmed:
arsenik, bly, kadmium, koppar, molybden, nickel, vanadin och zink.
I jämförelse med medelvärden av olika ämnen som uppmättes i rödfyr av Envipro (2003),
som kan ses i Tabell 4 nedan, kan noteras att de uppmätta halterna för arsenik, kadmium,
molybden, nickel och vanadin överstiger halterna för KM. Halterna för arsenik, molybden
och vanadin överstiger dessutom halterna för MKM.
Tabell 4. Tabellen visar medelvärdet för innehållet i rödfyrshögarna Tomten, Uddagården och Rörsberga. Samtliga
halter anges i mg/kg TS. Källa: Envipro (2003)
Medel i
Rödfyr
As
Cd
Co
Cr
Cu
Ämne
Hg
Ni
Pb
V
Zn
Mo
U
122
2,7
13,8
25,8
34,2
0,05
38,8
345
61,2
113
105
46,9
5.4.2 Platsspecifika riktvärden för markanvändning - rödfyr
I samband med Envipros (2003) undersökningar av rödfyrshögarna Tomten, Rörsberga och
Uddagården togs platsspecifika riktvärden för ett antal olika ämnen fram, se Tabell 5 nedan.
De ämnen som valdes var: arsenik, kadmium, kobolt, krom, koppar, kvicksilver, nickel, bly,
vanadin, zink, molybden och uran. De platsspecifika värdena togs fram eftersom pH-värdet
24
och lakbarheten för ämnena i rödfyren ansågs skilja sig från det förmodade pH-värdet och
lakbarheten som används då de generella riktvärdena fastställdes. Undersökningar hade visat
att pH var högre i rödfyren och att lakbarheten för alla ämnen utom krom och kvicksilver var
lägre än det som antagits i beräkningar av de generella riktvärdena. Beräkningar gjordes
utifrån anvisningar från Naturvårdsverkets rapport 4639 Development of generic guideline
values. Tiden för exponering som användes är densamma som vid känslig markanvändning
eftersom det finns permanentbostäder i anslutning till samtliga rödfyrshögar. Valet av de
exponeringsvägar som skulle undersökas baserades bland annat på att det finns
dricksvattenbrunn, betesmark och eventuellt också grönsaksodling vid ett eller flera av
rödfyrsobjekten. Upptag via fisk och inandning av ångor bedömdes inte vara möjliga
exponeringsvägar.
Tabell 5. Tabellen visar en sammanfattning av resultaten för de beräkningar som gjorts för respektive
exponeringsväg och ämne samt medelvärdet för innehållet i rödfyrshögarna Tomten, Uddagården och Rörsberga.
Samtliga halter anges i mg/kg TS. De understrukna värdena visar exponeringsvägar där medelhalten för ämnet i
rödfyren överstiger det beräknade riktvärdet. De rutor som är markerade med * är de exponeringsvägar som är
styrande. e.b. betyder ej begränsande. Källa: Envipro (2003)
Väg för
exponering
Ämne
As
Cd
Co
Cr
Cu
Platsspecifika riktvärden för Människa:
Intag av
jord
Hudkontakt
Inandn.
Damm
Inandn.
Ångor
Intag av
grundvatten
Intag
grönsake
r
Intag av
fisk
Hg
Ni
Pb
V
Zn
Mo
U
4
100
140
100000
5000
47
500
350
700
100000
500
60
60
349
3244
e.b.
e.b.
460
698
28516
17109
e.b.
244420
29330
61
123
89859
e.b.
e.b.
24505
613
12252
24505
e.b.
320924
38511
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
632
92
14695
98
*
138590
4
*
1391
4
2573
41
*
228173
13
89931
1
*
4
*
116
*
166666
10416
39
119
*
389
-
7575
8
*
20
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
Platsspecifika riktvärden för Miljö
Effekter
inom
området
Effekter
ytvattenrecipient
Lägst
halt
Medel i
Rödfyr
40
12
240
230
190
*
10
210
290
*
-
720
*
200
5
*
e.b.
17223
-
193357
e.b.
4809
e.b.
e.b.
-
e.b.
144807
e.b.
1
4
120
100
200
4
120
300
40
720
10
5
122
2,7
13,8
25,8
34,2
0,05
46,9
38,8
345
61,2
113
105
Resultaten visar att de exponeringsvägar som är avgörande för innehållet av de olika ämnena
i rödfyren är: intag av grönsaker (arsenik, kadmium och kobolt och molybden), intag av
grundvatten (krom och kvicksilver) och effekter på miljön inom området (koppar, bly, zink
25
och uran). I jämförelse mellan lägsta halt i tabellen och medel i rödfyr kan utläsas att värdet
för arsenik, vanadin, molybden och uran överstiger lägsta halt. I rapporten anges dock att de
uträknade värdena inte ska användas som riktvärden utan mer fungera som en anvisning om
hur halterna förhåller sig utifrån ett riskbedömningsperspektiv och vilka exponeringsvägar
som är relevanta (Envipro, 2003). I jämförelse med de generella riktvärdena för känslig
markanvändning, se Tabell 3, ligger de platsspecifika riktvärdena lägre för ämnena: arsenik,
vanadin och molybden. Det handlar om olika exponeringsvägar för de olika ämnena; för
arsenik gäller det intag av jord och grönsaker, för vanadin handlar det om intag av
grundvatten och för molybden intag av grundvatten och grönsaker. För uran finns det inget
värde att jämföra med när det gäller markanvändning.
5.5
Ämnen i rödfyr
Med utgångspunkt i avsnitten 5.1 – 5.4. uppmärksammades ämnena: arsenik, barium, bly,
kadmium, kalcium, molybden, nickel, uran, vanadin och strontium och de kan därmed
bedömas vara en potentiell del i problematiken med rödfyr. Nedan görs en beskrivning av
framförallt om förekomst, spridning samt miljö- och hälsoeffekter för ämnena: arsenik, bly,
kadmium, molybden, nickel, radon, uran och vanadin. Anledningen till att ingen fördjupning
gjorts inom ämnena barium, kalcium och strontium är att en avgränsning har gjorts. För
barium och strontium finns det nämligen inga riktvärden från Socialstyrelsen och kalcium
ingår redan i en normal analys enligt Socialstyrelsens lista och en eventuell anmärkning beror
på teknisk och inte hälsomässig påverkan, se Bilaga 1 och 2 (SOSFS 2003:17).
5.5.1 Arsenik
5.5.1.1
Allmänt, förekomst och spridning
Arsenik är ett grundämne och tillhör gruppen halvmetaller. Ämnet ingår i olika mineral och
finns i varierande halt i berggrunden. Generellt sett är halterna i Sverige låga men höga halter
kan uppmätas på olika ställen (Sveriges Geologiska Undersökning). I södra Sverige beror
höga halter av arsenik på att sedimentära bergarter såsom svartskiffer och alunskiffer
(Naturvårdsverket, 2009). Arsenik kan förekomma i olika oxidationstillstånd, både (-III), (0),
(+III) och (+V). I vatten förekommer arsenik vanligen som antingen arsenit, As(+III) eller
som arsenat, As(+V), den förstnämnda ses framförallt vid låga pH eller reducerande
förhållanden (Naturvårdsverket, 2006; Socialstyrelsen, 2006 b) Arsenik kan också
förekomma i organisk form bland annat som arsenobetain. Människor utsätts för organisk
arsenik via födan men den är relativt ofarlig och utsöndras lätt av kroppen (Victorin &
Berglund, 2009). Den oorganiska arseniken, som är den form av arsenik som förekommer i
vatten, ansamlas däremot i kroppen och kan ge skador i ett länge perspektiv. Vid analys av
arsenik finns det svårigheter med att skilja mellan organisk och oorganisk arsenik såväl som
mellan femvärd (+V) och trevärd (+III) arsenik. Detta kan vara ett problem framförallt med
tanke på skillnaden i toxicitet beroende på i vilken form arseniken förekommer. Förutom
skillnaden mellan organisk och oorganisk arsenik så är den trevärda arseniken ungefär 60
gånger så giftig som den femvärda (Socialstyrelsen, 2006 b). Enligt Naturvårdsverkets
rapport om metallers mobilitet i mark från 2006, är arsenik starkt bundet i marken vid pH
lägre än 8 och vid syrerika förhållanden, framförallt om det finns rikligt med järn- och
aluminiumoxider, vilket det till viss del också gör i rödfyren (Envipro, 2003). Vid mer
26
alkaliska och syrefria förhållanden ökar risken för spridning. Den trevärda formen av arsenik
binds dock bäst till jorden vid pH över 7. Båda formerna av arsenik kan också binda till
sulfider vid syrefria förhållanden. Sammanfattningsvis bedöms dock att arsenik är mer rörlig
vid höga pH-värden och låg syrehalt (Naturvårdsverket, 2006). Dricksvatten är en viktig
exponeringsväg för arsenik. Högre halter av arsenik återfinns oftare i bergborrade brunnar
jämfört med grävda brunnar och orsaken till detta är att bergborrade brunnar tenderar att ha
högre pH-värden och låg syrehalt (Victorin & Berglund, 2009). Det är vanligare att höga
halter arsenik uppmäts i brunnsvatten i berggrund med hög arsenikhalt men detta samband
gäller dock inte alltid (SGU b).
5.5.1.2
Miljö- och hälsoeffekter
Som tidigare nämnts så är det den oorganiska formen av arsenik som är giftig. Ett flertal olika
hälsoeffekter kan uppkomma vid långvarig exponering. Inledningsvis uppstår effekter i
huden som förtjockning av särskilt hand- och fotsulor och förändrad pigmentering. Det är
också känt att arsenik är kraftigt cancerframkallande i hud, urinblåsa och lungor men
möjligen också i lever och njurar. Utvecklingen hos barn och foster kan också påverkas av
arsenik. Samband har hittats mellan arsenik och skador på ytliga blodkärl och lever samt
kronisk hosta, diabetes och högt blodtryck. För att uppskatta hur mycket arsenik en person
utsatts för kan, förutom hår och naglar, även urinen undersökas. Detta görs då med avseende
på innehåll av metylerade former av arsenik, vilka uppstår då kroppen metaboliserar och
utsöndrar tidigare oorganisk arsenik (Victorin & Berglund, 2009). Beroende på olika
förutsättningar finns stora variationer i kroppens förmåga att göra sig av med arseniken
(Victorin & Berglund, 2009; WHO, Guidelines for drinking-water quality, 2011a). Män,
rökare, personer med leversjukdom eller brist på folsyra, B12 eller antioxidanter är sämre på
att utsöndra arsenik (Victorin & Berglund, 2009). Det har visats sig att om exponeringen av
arsenik avtar eller upphör så minskar också risken för negativa effekter på hälsan
(Socialstyrelsen, 2006 a).
5.5.1.3
Gräns- och riktvärden
Svenska Livsmedelsverkets gränsvärde för när vatten ska räknas som otjänligt är satt till
10µg/l (SLVFS 2001:30) vilket också är Socialstyrelsens riktvärde för arsenik i dricksvatten
(se Bilaga 2) både för enskilda brunnar och kommunal anläggning, vilket motsvarar en
cancerrisk på ungefär 0,3 %. Detta skulle svara mot två fall av cancer per år i Sverige som är
en högre risknivå än vad som brukar ses som godtagbar för hälsobaserade riktvärden. Cirka
28 000 personer i Sverige (3 % av befolkningen) bedöms ha brunnsvatten med en arsenikhalt
som överstiger riktvärdet (Victorin & Berglund, 2009). Det finns diskussioner i USA om att
sänka gränsvärdet för arsenik i dricksvatten till 10 µg/l När det gäller markanvändning har
riktvärdet för arsenik för känslig markanvändning satts till 10 mg/kg TS och mindre känslig
markanvändning till 25 mg/kg TS, se tabell 3 under avsnitt 5.4.
5.5.1.4
Arsenik i rödfyr
Studier av rödfyr från Tomten och Rörsberga i Falköpings kommun visar på arsenikhalter på
110-130 mg/kg TS. Laktester på rödfyr från fyra rödfyrshögar i Falköping visade att
utlakningen av arsenik i genomsnitt var omkring dubbelt så stor vid ett pH-värde på 3,5
jämfört med 4,5. Detta var i motsatts till vad som kunde förväntas eftersom arsenik teoretiskt
27
sett är mer rörlig vid högre pH, som nämnts ovan. Sammantaget bedömdes utlakningen dock
vara låg eftersom den låg på 5-7% (Envipro, 2003).
5.5.2 Bly
5.5.2.1
Allmänt, förekomst och spridning
Bly är en metall som finns i både luft, vatten och mark och även i livsmedel
(Livsmedelsverket, 2011). Bly är en metall som är formbar och har hög densitet (SGU, 2006).
Metallen används bland annat i batterier (framförallt bilbatterier), båtkölar, bildskärmar,
färger och som ammunition (Kemikalieinspektionen, 2011). Tidigare användes bly också som
tillsats i bensin (Naturvårdsverket, 2008). Sedan bly slutat användas i bensin sker den främsta
spridningen till miljön genom läckage från avfallsanläggningar och vid förbränning av avfall.
I vatten förekommer bly vanligen som en tvåvärd katjon. I både vatten och mark binder bly
kraftigt till järn-, aluminium- och manganoxider samt till organiskt material. Vid reducerande
förhållande bildar bly föreningar med svavel som är svårlösliga. Vid oxiderande förhållanden
med högt pH däremot fälls blyet ofta ut som blykarbonat. I mark binder bly även vid låga pHvärden, (ner till pH 4) starkt till oxidytor och humusämnen (Naturvårdsverket, 2006).
Generellt sett bedöms bly vara relativt orörligt i mark (SGU, 2006). Rörligheten är dock pH
beroende. Ett lågt pH-värde ökar rörligheten för bly. Dock ökar ett högt pH utlakningen av
lösta humusämnen som vanligen komplexbinder med blyet, vilket kan leda till att bly som
varit bundet till humuspartiklar frisläpps. I särskilt humusrik jord varierar därför inte
rörligheten för bly så mycket med pH (SGU, 2006).
Den vanligaste exponeringen för människor är via födan, om inte via yrkesexponering
(Naturvårdsverket, 2008). Undersökningar av skillnad i blyhalt i blod hos barn i från områden
med höga blyhalter i mark i jämförelse med barn från andra områden visar att det inte finns
något samband mellan markhalter av bly och blodinnehåll (Berglund, Lind, Sörensen, &
Vahter, 2000). Anledningen tros vara att bly binds upp med andra ämnen (Naturvårdsverket,
2008).
5.5.2.2
Miljö- och hälsoeffekter
Bly kan orsaka skador på nervsystemet. Även väldigt låga halter kan ge påverkan. Barn och
foster räknas som extra känsliga. Hos barn som exponerats för bly under fosterstadiet eller
tidiga barndomen har effekter som nedsatt intellektuell kapacitet, försenad utveckling och
beteendestörningar setts (Socialstyrelsen, 2009). Bly kan också störa blodbildningen genom
att bly påverkar enzymer som är med i bildningen av hemoglobin (Naturvårdsverket, 2008).
Även njurfunktion och hjärt-kärlsystemet kan påverkas (Socialstyrelsen, 2009).
5.5.2.3
Gräns- och riktvärden
Gränsvärdet för bly i dricksvatten är 10 μg/l enligt livsmedelsverket (SLVFS 2001:30). Det är
också detsamma som Socialstyrelsens riktvärde för dricksvatten från enskilda brunnar, se
Bilaga 2 (SOSFS 2003:17). WHO rekommenderar ett veckointag på bly på 25 µg per kg
kroppsvikt. Falu kommun har som försiktighetsåtgärd för sina höga blyhalter i marken
beslutat att avråda från odling av årsbehovet av morötter eller potatis i mark med blyhalter på
eller över 300 mg/kg jord. Dessutom avråds från att plocka bär och svamp i stora mängder i
28
områden med blyhalter på 700 mg/kg jord (Naturvårdsverket, 2008). Riktvärdet för KM och
MKM är 50 respektive 400 mg/kg TS, se Tabell 3 under avnitt 5.4.
5.5.2.4
Bly i rödfyr
Halterna av bly i rödfyren som undersöktes av Envipro (2003) var relativt låga, medelvärdet
låg på ca 40 mg/kg TS. Lakbarheten bedömdes också som låg (0,5-2%), dock anmärktes att
laktesterna gjordes vid med låga pH värden och att bly är mer rörligt vid högre pH-värden.
De pH värden vid vilka utlakningen testades var t 4,5 och 3,5 och utlakningen av bly var
högre vid 4,5.
5.5.3 Kadmium
5.5.3.1
Allmänt, förekomst och spridning
Kadmium är en metall som finns naturligt i alla jordar (Livsmedelsverket, 2010). Oftast
förekommer kadmium i zinkmalmer (Arbets- och Miljömedicin). Metallen har använts i
färgpigment, batterier, vid ytbehandling och legering samt som stabilisator i plast.
Användningen är numer betydligt mer reglerad och till exempel är det idag förbjudet att
använda kadmium som stabilisator och vid ytbehandling (Miljöförvaltningen Stockholms
stad, 2008). Kadmium har främst spridits från metall- och gruvindustrin samt vid förbränning
av fossila bränslen och avfall (Socialstyrelsen, 2009). Åkermark tillförs också kadmium,
förutom genom luftföroreningar, vid användning av handelsgödsel som kan vara förorenat
med kadmium. Halterna i luft och vatten i Sverige är dock relativt låga (Socialstyrelsen,
2009). Kadmium blir mer rörligt i marken i samband med att pH sjunker (SGU c). Den
främsta exponeringsvägen för icke-rökande människor är via födan, främst från spannmål,
rotsaker och grönsaker samt ris (Livsmedelsverket, 2010). Vid låga halter av järn i kroppen
ökar upptaget av kadmium (Socialstyrelsen, 2009).
5.5.3.2
Miljö- och hälsoeffekter
Kadmium räknas som en av de mest giftiga metallerna som finns. Hos människor ansamlas
kadmium i njurbarken och därmed är det njurarna som i första hand skadas men även
skelettet kan skadas genom att kadmium ger en ökad risk för benskörhet. Dessutom räknas
kadmium som ett cancerogent ämne och misstänks ha en östrogenliknande effekt. Det finns
undersökningar som tyder på att kadmium kan ha en toxisk påvekan på människor vid lägre
halter än vad som tidigare förmodats (Socialstyrelsen, 2009).
5.5.3.3
Gräns- och riktvärden
Det finns olika gränsvärden för olika livsmedel, till exempel är gränsvärdet för kadmium i
vete och ris 0,2 mg/kg. Tolererbart intag är 7 µg/kg kroppsvikt per vecka, vilket motsvarar ca
60-70 µg/dag för en vuxen. Socialstyrelsens riktvärde för kadmium i dricksvatten är 1,0 µg/l
för att vattnet ska räknas som tjänligt med anmärkning och 5,0 µg/l för att det ska räknas som
otjänligt (SOSFS 2003:17). Riktvärdet för KM är 0,5mg/kg TS och för MKM 15 mg/kg TS,
se Tabell 3 under avsnitt 5.4.
5.5.3.4
Kadmium i rödfyr
Halten av kadmium var 2-3 mg/kg TS enligt Envipros undersökning från 2003. I jämförelse
med naturligt förekommande halter av kadmium i mark bedömdes innehållet av kadmium i
29
rödfyren vara högt. Laktester visade på stor variation i utlakningen av kadmium från rödfyr,
(22-50%) men sammantaget ansågs den potentiella utlakningen räknas som betydande.
5.5.4 Molybden
5.5.4.1
Allmänt, förekomst och spridning
Molybden är ett metalliskt grundämne som ingår i olika mineral. De huvudsakliga oorganiska
formerna av molybden som förekommer naturligt är oxider och sulfider (Chappell, et al.,
1979). Molybden används bland annat som en komponent i metallegeringar, i gödningsmedel
och i tändstift (WHO, 2011b). Höga halter kan återfinnas kring molybden-, koppar- eller
urangruvor och vid produktion av skifferolja (Chappell, et al., 1979). Naturliga halter i grundoch ytvatten ligger oftast under 10 µg/l men betydligt högre halter har uppmätts på sina håll
(WHO, 2011b). I genomsnitt ligger halterna av molybden i marken i Sverige på 1,5 ppm
(SLU 2003). Tillgängligheten i marken ökar vid höga pH (Magnusson, 2003).
5.5.4.2
Miljö- och hälsoeffekter
Molybden är ett så kallat essentiellt ämne, som både växter och djur behöver för att leva, och
det ingår bland annat i olika enzym och är nödvändigt för att växter ska kunna tillgodogöra
sig kväve (Magnusson, 2003; Montelius (ed), 2010). Generellt sett är giftigheten hos
molybden låg för både växter och djur. Vid överskridande av ett optimalt intag påverkas dock
djur negativt. Gränsen för ett överskridande samt effekt och symtom varierar mellan olika
arter (Chappell, et al., 1979). Idisslande djur anses vara extra känsliga för höga halter av
molybden och orsaken tros vara att de bildar tiomolybdat i våmmen (den första och största
förmagen hos idisslare och kameldjur) (Montelius (ed), 2010). Dock finns exempel som visar
på att rådjur är mycket tåliga mot höga halter av molybden i födan. Får menas vara näst
känsligast efter nötkreatur när det gäller molybden. Höns är mer toleranta än nötkreatur och
får men inte lika toleranta som grisar. Framförallt bland nötkreatur ses symtom som diarré.
Exempel på andra symtom hos djur är viktnedgång, anemi, sterilitet, skador på bindvävnad,
lever och njurar (Chappell, et al., 1979). Hos människor finns det misstanke om ett samband
mellan gikt och exponering för höga halter av molybden (Chappell, et al., 1979; Montelius
(ed), 2010). Ett ökat intag av molybden hos djur kan leda till kopparbrist, genom att balansen
mellan koppar, molybden och sulfat rubbas, särskilt om intaget av sulfat också är lågt.
Kopparbrist kan visa sig i form av anemi (brist på röda blodkroppar eller hemoglobin),
neutropeni (brist på vita blodkroppar) eller osteroporos (benskörhet) (Montelius (ed), 2010).
Upptag hos människor och djur sker via föda och dricksvatten, om det inte är så att man
utsätts för molybden på andra sätt i yrkesmiljön eller liknande. Kroppen har lätt för att
utsöndra molybden via urinen och tycks till viss del anpassa sig efter halter av molybden i
dricksvatten. Chappell et al. gjorde undersökningar som tydde på negativa effekter till följd
av ett intag av molybden över 500 µg/dag. Något exakt värde på NOEL (No Observed Effect
Level) kunde dock inte sättas. Dessa resultat ledde dock till att en rekommenderad nivå för
innehåll i dricksvatten sattes till 50 µg/l (Chappell, et al., 1979). Utifrån denna studie satte
WHO ett riktvärde för molybden i dricksvatten på 70 µg/l (WHO, 2011b)
30
5.5.4.3
Gräns- och riktvärden
Rekommenderat dagligt intag av molybden är satt till 50 µg (Livsmedelsverket, 2009). I den
senaste versionen av Naturvårdsverkets riktvärden för olika ämnen vid känslig eller mindre
känslig markanvändning ingår numer också molybden. Riktvärdena är satta till 40 mg/kg TS
respektive 100 mg/kg TS, se Tabell 3 under avsnitt 5.4. Inga riktvärden är satta när det gäller
molybden i dricksvatten (SOFS 2003:17). WHOs riktlinjer för dricksvatten hade fram till
2006 med ett riktvärde för molybden på 0,07mg/l baserad på en tvåårig studie av människor
utsatta för molybden i dricksvatten (WHO, 2006). I den senaste upplagan bedöms dock inget
riktvärde för molybden behövas eftersom de uppmätta halterna i vatten är väldigt låga (WHO,
Guidelines for drinking-water quality, 2011a).
5.5.4.4
Molybden i rödfyr
Undersökningen av Envipro (2003) visade att innehållet av molybden i rödfyr var 87-135
mg/kg TS, vilket bedömdes som ett högt värde. Molybdenet i rödfyren bedömdes också
utlakas relativt lätt och potentialen för utlakning av molybden var 27-65% av totalinnehållet
vilket bedömdes som betydande.
5.5.5 Nickel
5.5.5.1
Allmänt, förekomst och spridning
Nickel är en metall som är formbar men som har låg elektrisk ledningsförmåga. Den har
använts som legering och vid förnickling. Den viktigaste användningen är vid produktion av
rostfritt stål eftersom nickel bland annat har högt motstånd mot korrosion. Ämnet används
också bland annat i katalysatorer, batterier och pigment (SGU, 2007 a). Nickel förekommer i
viss del i fossila bränslen och kan därmed spridas via användning av fossila bränslen men
spridningen kan också komma från kraftvärmeverk och vid korrosion av nickelhaltigt
material samt från smältverk och gruvavfall (Naturvårdsverket, 2006). I vatten förekommer
nickel oftast med oxidationstal +II (Naturvårdsverket, 2006). Nickel blir rörligt vid sur och
oxiderande miljö, alltså ökar rörligheten vid lågt pH och kontakt med syre. Det räcker med
svagt sura förhållanden för att nickel ska bli rörligt. Dock har ämnet lätt att bindas till
organiskt material och lerpartiklar (SGU, 2007 a). Särskilt vid högt pH binds nickel vanligen
till järn- aluminium- eller manganoxider (Naturvårdsverket, 2006).
5.5.5.2
Miljö- och hälsoeffekter
Nickel kan påverka upptag av andra metaller i kroppen hos människor och djur, till exempel
järn, zink och koppar (SGU, 2007 a). Hos människor kan nickel orsaka hudeksem,
nickelallergi (SGU, 2007 a). Det finns misstankar om att intag av nickelhaltigt dricksvatten
kan förvärra nickelallergi om det dricks på fastande mage (Livsmedelsverket, 2006). Nickel
räknas som ett cancerogent ämne (Naturvårdsverket, 2006). Enligt WHO (2005) kan
vattenlöst nickel och nickelföreningar orsaka cancer vid inandning. Det är dock inte klart om
nickel i sin grundform kan orsaka cancer. Det finns heller inte bevis för att nickel som intas
oralt kan orsaka cancer.
31
5.5.5.3
Gräns- och riktvärden
Naturvårdsverkets riktvärden för markanvändning är för Nickel satta till 40 mg/kg TS för
KM och 120 mg/kg för MKM. Gränsvärdet för att dricksvatten ska bedömas som tjänligt är
enligt Livsmedelsverket (SLVFS 2001:30) 20 µg/l och detsamma värde gäller för
Socialstyrelsens riktvärde för dricksvatten (SOSFS 2003:17).
5.5.5.4
Nickel i rödfyr
Medelvärdet för halterna av nickel i de tre rödfyrshögar som undersöktes av Envipro (2003)
var ca 50 mg/kg TS. Vid tester på potentiell utlakning av totalhalten av nickel varierade
resultaten mellan 20 och 67 %.
5.5.6 Uran
5.5.6.1
Allmänt, förekomst och spridning
Uran är radioaktivt och förekommer naturligt i berggrunden, i graniter och pegmatiter som är
vanliga i Sverige och Finland (Svensson, 2011; Naturvårdsverket, 2008). Höga halter
återfinns även i andra typer av bergarter. I alunskiffer ligger halten av uran mellan 40 och 400
µg/kg vilket är betydligt högre än halten i graniter som brukar ligga kring 15-40 µg/kg (Ek,
2005). I Sverige finns uran i relativt höga halter i grundvatten i berg framförallt om
bergrunden är rik på uran men förekommer även i vatten från sand- och grusavlagringar. I
ytvatten är uranhalten betydligt lägre (Ek, 2005; Svensson, 2011). I en undersökning av halter
för olika ämnen i svenska dricksvattenbrunnar framkom att halterna radioaktiva ämnen, som
radon och uran, generellt sett är låga i jordbrunnar men att uran förekommer över
rekommenderat värde (15µg/l) i nästan en femtedel (17 %) av de undersökta bergborrade
brunnarna. Medianen för uranhalterna för de 606 prover som togs var 2,6 µg/l och max låg på
1328µg/l. Stora variationer gällande radioaktiva ämnen visade sig förekomma inom områden
med samma bergarter (SGU, 2007 b). Undersökningar av SGU (Sveriges geologsiska
undersökning) och SSI (Statens strålskyddsinstitut, numer Strålsäkerhetsmyndigheten) på
brunnsvatten från områden med höga uranhalter i berggrunden visade att mer än en tredjedel
av brunnarna hade halter över rekommenderat värde. Vid pH-värden under 5 förekommer
uran vanligen som en positivt laddad uranyljon och vid pH över 5 bildas ofta
karbonatkomplex, då pH överskrider 7 övergår urankomplexet vanligen från att ha varit
neutralt till att bli negativt laddat (Socialstyrelsen, 2006 c). I oxiderande miljö löses uranet ut
och transporteras med vatten och det fälls ut vid reducerande miljöer (SGU a).
5.5.6.2
Miljö- och hälsoeffekter
Människor tar upp uran via dricksvatten och föda. Uranet utsöndras till stor del ur kroppen
via urinen men lagras delvis i njurbark och skelett (Svensson, 2011). När det gäller uran i
dricksvattnet är det inte strålningen som är problematiken utan det är uranets kemiska
egenskaper som kan orsaka skador på njurarna (Svensson, 2011). Tester på djur visade att
njurarna skadades av höga halter av uran. En effekt var att återresorbtionen av ämnen från
urinen stördes så att bland annat kalcium, fosfat, glukos och små proteiner i större
utsträckning utsöndrades En omfattande finsk studie av Kurttio, et al. (2002), visar på ett
samband mellan uran i dricksvatten och njurtubuli (celldöd i njurarna), vilket leder till
läckage av enzymer. Utifrån studien kan effekter väntas uppkomma vid uranhalter på några
32
100 µg/l eller mer men det är inte uteslutet att effekter kan uppkomma även vid lägre halter. I
studien anges att guideline values för uran mellan 2 µg/l och 30 µg/l kan betraktas som
lämpligt.
5.5.6.3
Gräns- och riktvärden
Socialstyrelsen gjorde 2005 en ändring i Socialstyrelsens allmänna råd om försiktighetsmått
för dricksvatten (SOSFS, 2003:17) och införde en rekommendation om att uranhalt i
dricksvatten inte bör överskrida 15 µg/l (SOSFS, 2005:20). Denna rekommendation görs
även av livsmedelsverket. Vid ett överskridande av det rekommenderade värdet bör åtgärder
vidtas för att sänka halten (Svensson, 2011). Värdet på 15 µg/l är detsamma som WHOs
tidigare provisoriska riktvärde för uran men detta värde har i den senaste utgåvan av WHOs
Guidelines for drinking-water quality höjts till 30 µg/l (WHO, 2011a; WHO, 2006). Så länge
halten av uran i dricksvatten understiger 100 µg/l uppnås vid normal dricksvattenkonsumtion
inte riktvärdet för strålning på 0,1 mS/år (Socialstyrelsen, 2009). För uran i mark finns inget
rikt- eller gränsvärde (Naturvårdsverket, 2009).
5.5.6.4
Uran i rödfyr
Halter av uran i rödfyr fanns enligt Envipros undersökning från 2003 vara ungefär 100 mg/kg
TS. Laktester i samma undersökning visade att utlakningen av uran i genomsnitt var omkring
dubbelt så stor vid ett pH-värde på 3,5 jämfört med 4,5. Dessutom bedömdes utlakningen av
uran vara betydande (Envipro, 2003).
5.5.7 Vanadin
5.5.7.1
Allmänt, förekomst och spridning
Vanadin finns i varierande halter i marken, vanligen mellan 40 och 150 mg/kg TS. (SLU,
2007). Naturligt förekommande vanadin består till största delen av 51V (99,76 %) men också
av 50V (0,24 %), där den senare är svagt radioaktiv. Vanadinet finns i fyra olika
oxidationstillstånd: +II, +III, +IV och +V. Det är ett metalliskt grundämne som oftast binds
relativt starkt i marken. Vid starkt alkaliska förhållanden, pH över 10, är dock vanadinet i
form av vandat (+5) mer rörligt och biotillgängligt. Vid pH-värden under 7 är vanadinet
oftast starkt bundet till partiklar i marken eller utfällt tillsammans med järnoxid. Vanadin
används ofta som legering. Antropogena utsläpp sker vanligen vid användning av fossila
bränslen (Gustafsson & Johnsson, 2004).
5.5.7.2
Miljö- och hälsoeffekter
Vanadin räknas inte som ett essentiellt ämne för människor men har visat sig ha positiva
effekter på vissa djur och växter. Vanadin i form av vandat (+5) är den mest toxiska formen
av vanadin (Gustafsson & Johnsson, 2004). Undersökningar har visat att vanadin kan orsaka
skada på njurar, mjälte, lungor och blodtryck hos djur. Vissa vanadinföreningar har i några
studier visat sig ha en DNA-påverkan. Undersökningar på frivilliga människor har visat att
vanadin kan påverka mage och tarm. Bedömningen från Europeiska livsmedelssäkerhetsmyndigheten (Efsa) är att det inte finns tillräckliga data för att bestämma om tolererbart
dagligt intag för vanadin eller vanadinföreningar (Livsmedelsverket, 2011). Annars är det
främst vid inandning av vanadin som toxiska effekter på människor har uppmärksammats,
33
vid yrkesmässig exponering kan vanadin ger irritation på luftvägarna och även lungblödning
och pneumonit (Arbets- och miljömedicin, 2002).
5.5.7.3
Gräns- och riktvärden
Det finns inget gräns- eller riktvärde för vanadin från varken Socialstyrelsen eller
livsmedelsverket (Livsmedelsverket, 2011; SOSFS 2003:17). Genomsnittligt dagligt intag via
dricksvatten bedöms vara mellan 30-40 mikrogram (Livsmedelsverket, 2011). Vid
markanvändning är riktvärdet för vanadin 100 mg/kg TS vid KM och 200 mg/kg TS vid
MKM, se Tabell 3 under avsnitt 5.4. Arbetsmiljöverkets hygieniska gränsvärden gällande
inandning av vanadin är 0,2 mg/m3 som nivågränsvärde och 0,05 mg/m3 som takgränsvärde.
Nivågränsvärde gäller totaldamm och exponering under en arbetsdag. Takgränsvärde gäller
respirabelt damm och gäller exponering under en referensperiod av 15 minuter (AFS
2005:17).
5.5.7.4
Vanadin i rödfyr
I undersökningen av Envipro (2003) var halterna av vanadin i rödfyr 300-400 mg/kg TS,
vilket ansågs vara ett tämligen högt värde. Laktester genomfördes inte med avseende på
vanadin.
5.6
Efterbehandling och kontroll
När det gäller åtgärder för rödfyr kan en del metoder från hantering av gruvavfall vara
lämpliga att använda eftersom rödfyren på många sätt har liknande egenskaper som
gruvavfall (Länsstyrelsen Västra Götalands län, 2004). Nedan presentras information om
hantering av gruvavfall och åtgärder som kan vara lämpade för rödfyr baserat framförallt på
material från BREF-dokument från the European IPPC Bureau samt en rapport från Envipros
(2003) men också det som anges i Länsstyrelsens vägledningsmaterial om rödfyr.
5.6.1 Bästa möjliga teknik
Enligt miljöbalkens hänsynsregler 2 kap 3 § ska bästa möjliga teknik användas vid
yrkesmässig verksamhet. BREFs är referensdokument som beskriver bästa möjliga teknik
(Best Available Technique – BAT), och nya tekniker som är ekonomiskt möjliga för att
minska miljöpåverkan från olika industrier (European Commission, Joint Research Centre,
2008). Ett sådant referensdokument finns om hantering av gruvavfall och bergrester från
gruvdrift: Management of Tailings and Waste-rock in Mining activities. I dokumentet
framhålls att ett livscykelperspektiv är viktigt samt att förhindra potentiell uppkomst av surt
lakvatten. Åtgärder för lämplig hantering av gruvavfall i olika skeden under och efter
gruvdriften presenteras i dokumentet (European Commission, 2009). Även om en stor del av
informationen rör gruvdriften som helhet kan dock en del vara angeläget för
rödfyrsförekomster, som tidigare nämnts, på grund av dess likhet med vittrande gruvavfall
(Länsstyrelsen Västra Götalands län, 2004).
5.6.2 Generellt om hantering av gruvavfall
Enligt dokumentet om hantering av gruvavfall och bergrester från gruvdrift är de vanligaste
sätten att hantera gruvavfall bland annat att lägga på hög, i öppna dagbrott eller gruvor under
34
jord samt att ha massorna till olika typer av markanvändning eller att dumpa dem i vattendrag
(European Commission, 2009).
De stora frågorna som bör utredas när det gäller återställande och nedläggning av
gruvavfallsanläggningar handlar om långsiktig fysisk stabilitet av konstruktionen,
gruvavfallets långsiktiga kemiska stabilitet och framtida markanvändning. Avfallsupplagen
måste klara potentiella extrema situationer såsom översvämningar, jordbävningar och erosion
utan att utgöra fara för människors hälsa. När det gäller den kemiska stabiliteten så kan till
exempel innehåll av sulfidmineral i gruvavfallet orsaka surt lakvatten (ARD – acid rock
drainage) om materialet oxiderar och detta kan bli ett problem på länge sikt. (European
Commission, 2009). Det uppges att många gånger då innehållet i gruvavfallet inte är skadligt
för miljön täcks högarna med jord så att de kan beväxas igen. I vissa fall kan avfallet komma
att användas i framtiden om ny teknik gör det lönsamt att utvinna ämnen från massorna
(European Commission, 2009). Gällande gruvavfall som läggs på hög är stabiliteten beroende
av typen av material i högen, konstruktionen och topografin. Problematik kring sådana högar
kan gälla: ostabila kanter, uppkomst av giftigt eller surt lakvatten, förorening av yt- eller
grundvatten, spontan självantändning, skada för boskap, fauna eller allmänheten, förorening
genom damm, erosion och estetiskt intryck.
Vid hantering av rödfyr menar Envipro (2003) att de viktigaste åtgärderna gäller minskning
av oxidation, bildning av lakvatten och läckage.
5.6.3 Lakvatten
En lösning för att undvika att surt lakvatten uppstår är att behandla gruvavfallet med ett
buffrande material som till exempel kalk (European Commission, 2009). Även användning
av behandlat rödslam kan vara lämpligt, vilket beskrivs vidare under avsnitt 5.6.10.
5.6.4 Uppsamling och rening av yt- och grundvatten
System som innebär att grund- och ytvatten samlas upp och renas kan vara lämpliga om
avfallet orsakar förorening till vattnet. Enligt Envipro (2003) kan uppsamling av lakvatten till
exempel ske genom grävning av täckta dräneringsdiken eller genom att murar (så kallade
slitsmurar) av bentonit grävs ner till berggrunden och leder om vattnet till
uppsamlingspunkter. Reningen kan ske med hjälp av reaktiva barriärer, våtmarker eller i en
reningsanläggning.
För de reaktiva barriärerna gäller att det förorenade vattnet får passera en permeabel barriär
eller ett filter som består av ett material som neutraliserar, reagerar eller sorberar (binder in
eller till sig partiklar) (Envipro, 2003; Finlands miljöcentral, 2009). Föroreningar som
reagerar med materialet i den reaktiva barriären omvandlas antingen till mindre skadliga
ämnen eller hålls kvar (Finlands miljöcentral, 2009). Till exempel kan kalksten, torv eller
kompostmaterial användas som material. Om materialet i barriären är tillräckligt reducerande
kan sulfat reduceras till sulfid och därmed bildas inte längre svavelsyra (Envipro, 2003) En
bild som visar principen vid reningen av grundvatten med hjälp av reaktiva barriärer kan ses i
Figur 12.
35
Figur 12. Bilden visar grundvattenrening med hjälp av reaktiv barriär. Källa: Finlands miljöcentral (2009)
Enligt Envipro (2003) är det svårt att få metoden med reaktiva barriärer att fungera
framförallt eftersom det kan vara problematiskt att leda allt vatten till barriären. Dock
påpekas att det finns exempel när den här tekniken varit lyckad. När det gäller rödfyr menar
Envipro att reaktiva barriärer kan vara aktuella att använda för rening av uppsamlat lakvatten
vid vissa objekt.
Metoden med våtmarksrening kan göras både med naturliga eller konstgjorda våtmarker.
Funktionen är ungefär densamma som för reaktiva barriärer. Nackdelen med våtmarker är att
det kan finnas kanaler där orenat vatten kan rinna genom men fördelen är att generellt sett
kan de hantera större flöden än reaktiva barriärer (Envipro, 2003). Framförallt är det
näringsämnen som renas från vattnet i våtmarker och därför fungerar de bättre med en
kombination med en annan reningsmetod för att komma åt metallerna i vattnet (IVL, 2007).
Gällande reningsanläggningar finns det flera olika typer gällande rening av vatten med
metallinnehåll (Envipro, 2003).
Problemet, som Envipro (2003) poängterar, när det gäller förorenat vatten från rödfyr är att
undersökningar tyder på att merparten av lakvattnet från rödfyren infiltreras till djupare delar
av bergakviferen.
5.6.5 Kontroller
För kontroll av gruvavfallsupplag anges bland annat att okulära inspektioner bör göras med
täta intervaller. En lista på olika indikatorer på instabilitet finns med, till exempel bör bölder
eller blåsor och sprickor uppmärksammas.
5.6.6 Lagring/Back-filling
Ett alternativ för hantering av gruvavfall så att det kan komma till nytta anges vara så kallad
back-filling. som innebär att gruvan fylls igen med avfallsmassorna, antingen enbart som de
36
är eller tillsammans med något annat material som till exempel cement. Detta kan göras på
olika sätt och men på grund av en volymökning i samband med behandlingen av de
extraherade massorna kan ibland bara en del av massorna användas för igenfyllning. En
fördel med denna metod är att mindre markyta tas i anspråk (European Commission, 2009).
5.6.7 Övertäckning
Tanken med att täcka över gruvavfall, i detta fall rödfyr, är att minska oxidationen av avfallet
genom att reducera dess kontakt med syre och att minska mängden lakvatten. Ofta används
material som är bra på att hålla vatten som syret har svårt att passera, till exempel ren lera
eller lerig morän (Envipro, 2003).
Vid den enklaste konstruktionen av moräntäckning används två lager. Ett tätskikt, oftast av
lera och en till fem decimeter tjockt, läggs närmast avfallet och ett skyddsskikt, av blandade
massor, läggs därefter ovanpå. Skyddslagret kan vara en till två meter tjockt och är till för att
skydda tätskiktet, i första hand, från att torka ut men också från till exempel erosion. Det
finns också möjlighet för vegetation ovanpå skyddsskiktet. Ett exempel på moräntäckning
kan ses i Figur 13. Metoden kan ses som tämligen hållbar men beroende på bland annat
mänsklig påverkan och väder så kan täckningen försämras och i ett längre tidsperspektiv
finns det risk att det glöms bort att avfallet finns i området.
Figur 13. Bilden visar hur en moräntäckning kan se ut. Källa: Envipro (2003)
När det gäller rödfyr bedömer Envipro (2003) att moräntäckning kan vara en tänkbar metod
att använda. En täckning skulle dock innebära att flera av rödfyrshögarna skulle behöva
planas ut innan de övertäcks. Detta medför att stora markområden skulle tas i anspråk och
detta kanske inte alltid är rimligt.
Andra typer av övertäckning kan göras till exempel med vatten. Förfarandet bygger på att
syre rör sig långsammare i vatten än i luft och att oxidationen av avfallet därmed hindras till
viss del. Avfall som överdäms av vatten i en konstgjord damm är inte särskilt reaktivt. Detta
gör att dammen kan bilda naturliga sediment och alltmer utvecklas som en naturlig damm.
Sedimentet minskar ytterligare avfallets kontakt med syre. Metoden att överdämma med
vatten passar inte lika bra på gammalt vittrat avfall som nytt eftersom den vittrade delen av
37
avfallet kan reagera med vattnet och då surgöra och frisläppa metaller (Envipro, 2003).
Dessutom krävs särskilda förutsättningar för att kunna täcka avfallet med vatten och kunna
hålla kvar vattnet där. Till exempel skulle flera av rödfyrshögarna behöva planas ut precis
som vid moräntäckningen och i många fall är det tänkbart att de yttre förutsättningarna inte
alls finns.
En förhöjning av grundvattenytan baseras på samma princip om syrets transport som vid
vattenöverdämning. Metoden används ofta tillsammans med moräntäckning. Det finns en del
problem med denna metod, bland annat kommer fluktuationer i vattennivå uppstå på grund av
variationer i tillrinning, nederbörd och avdunstning och hela mängden avfall kommer inte att
kunna skyddas från vittring. Dessutom krävs särskilda förutsättningar för att kunna höja
grundvattenytan (Envipro, 2003).
I vägledningen från Länsstyrelsen Västra Götaland anges att tätning och täckning av rödfyr
kan vara möjliga skyddsåtgärder.
5.6.8 Områdesrestriktioner
Ett alternativ till efterbehandlingsåtgärder, som Envipro (2003) anger, är att införa
restriktioner gällande permanentbostäder och uttag av dricksvatten kring rödfyrshögarna.
Även begränsningar av användandet av rödfyr som fyllnadsmaterial ingår i alternativet. Detta
görs då parallellt med att berörda informeras om riskerna med rödfyren.
I vägledningen från Länsstyrelsen Västra Götaland (2004) står att om inte utförliga
undersökningar visar på godtagbara halter av föroreningar i marken med rödfyr bör
nybyggnationer på rödfyr undvikas. Vidare anges att prövning genom detaljplan bör ske om
områden med rödfyr ska tas i anspråk för bebyggelse. Detta ska också inkludera en
miljökonsekvensbeskrivning (MKB). Dessutom meddelas i vägledningen att rödfyren inte
bör användas som utfyllnadsmaterial.
5.6.9 Bortschaktning och deponering
Länsstyrelsen Västra Götaland anger i sin vägledning att borttransport av rödfyr kan vara en
möjlig skyddsåtgärd. Det framhålls också att kvarlämnad rödfyr kan ge upphov till problem i
framtiden. Täckning av deponi är en användning av rödfyren som kan vara tänkbar om det
gäller rödfyr som ska saneras. Detta bör i så fall ske där lakvatten samlas upp och renas.
Täckningen ska vara mellantäckning eller avjämning och inte ske ovanpå tätskiktet vid en
sluttäckning av en deponi. Omhändertagande av rödfyr bör ske på deponi med tillstånd att ta
emot den typen av avfall, alltså en deponi för icke-farligt avfall. Deponin bör även ligga i
närheten där alunskiffer finns naturligt i marken.
Ett exempel på när alunskiffer har deponerats i ett område och surt lakvatten (vatten från till
exempel nederbörd som passerat genom avfallet) bildats som fört med sig metaller och skadat
den omkringliggande miljön är Snippetjernsbekken vid alunskifferdeponin på Taraldrud i
Norge. 1992 deponerades alunskiffern och täcktes med ett jordlager. Dock reagerade sulfiden
i alunskiffern med syre och oxiderade till sulfat som tillsammans med vatten bildade
svavelsyra, vilket ledde till att surt vatten rann från deponin och bidrog till en kraftig
utlakning av metaller från alunskiffern. Förhöjda halter av nickel, järn och mangan har
38
uppmätts i bäcken och man försöker hitta olika lösningar till problemet, bland annat genom
kalkning (Oksavik Oltedal, 2010).
5.6.10 Övrig metod
En teknik som nämns i BREF dokumentet är användningen av behandlat rödslam (red mud)
från aluminiumframställning för:
- neutralisering och dekontaminering av surt lakvatten
- neutralisering av gruvavfall och restberg med potential att bilda surt lakvatten
- kontroll av surt eller metallrika utsläpp genom filterbarriärer
- avlägsnande av fosfat från vatten
- avlägsning av arsenik eller andra metaller från grundvatten
Rödslammet behandlas så att en alkalisk massa som kan binda metalljoner bildas.
Egenskaperna beror på massans blandning av olika mineral till exempel hematit (järnoxid),
böhmit (aluminiumoxidhydroxid), gibbsit (aluminiumhydroxid) och kvarts (kiseldioxid).
Massan kan antingen användas som ett torrt pulver, som slam, i pelletsform eller i ett
sandfilter. Metallernas fastbindning i massan är stabil och läcker inte ut. De kan ej heller tas
upp av vegetationen. Antingen kan massan bortföras eller låtas ligga kvar. Metoden med
användning av behandlat rödslam har nyttjats på gruvavfall från Mt. Carrington Mine i
Australien, där vattnet hade höga halter av metaller. Efter behandlingen hade mellan 90 och
99,9 % av metallerna avlägsnats (European Commission, 2009).
6 Diskussion
6.1 Kommunernas arbete med rödfyren
Generellt sett bedrivs inget särskilt arbete med rödfyrshögarna i kommunerna. Majoriteten av
rödfyrshögarna ligger kvar utan att några åtgärder satts in. Det verkar framförallt vara i
samband med att marken behövs för ny användning som någon åtgärd vidtagits gentemot
rödfyren. Efterbehandling har skett på två platser i Skövde och Götene kommun och har i
båda fallen gällt rödfyr i eller i närheten av tätorten. Den nya markanvändningen har gällt
bostäder. Det är därför troligt att efterbehandling eller åtgärder framöver i första hand
kommer att ske vid rödfyrshögar som ligger i eller i närheten av tätortsområden där marken
kommer behövas för ny markanvändning. De efterbehandlingsmetoder som använts i Skövde
och Götene har varit bortschaktning av rödfyrsmassorna. Massorna har sedan använts som
konstruktionsmaterial för deponier. Ytterligare ett fall med Hällekis idrottshall i Götene
kommun kan komma att bli aktuellt för efterbehandling. Några åtgärder har ännu inte
vidtagits men liknande förfarande med bortschaktning av massor som lämnas på deponi bör i
så fall kunna bli aktuellt. Eftersom det redan tycks finnas befintlig bebyggelse närmare
rödfyrshögen och att det planerade området inte ligger i direkt anslutning till rödfyrshögen är
det dock inte säkert att någon efterbehandling kommer att krävas. Möjligen kan rödfyrshögen
ligga kvar och endast eventuella fyllnadsmassor i byggnadsområdet schaktas bort.
Vänersborg var den enda kommun som uppgav avsikten att undersöka dricksvatten från
brunnar i rödfyrsområden. De ämnen med avseende på vilka analyserna ska göras hade inte
39
fastställts ännu. Dock angavs att halterna av ämnen som arsenik och uran bör vara viktiga att
analysera. Arsenik och uran är relevanta att provta, eftersom de är ämnen som i för höga
halter kan innebära hälsorisker och som återfinns i stora mängder i rödfyren. I tidigare
analyser av brunnsvatten verkar halterna av arsenik vara relativt låga. På grund av det stora
innehållet arsenik i rödfyren och att det framförallt är den mest toxiska formen oorganisk
arsenik som finns i vatten, är det viktigt att undersöka halterna i dricksvatten. Dessutom
uppmättes i Engströms studie högre halter nedströms rödfyren i ett par brunnar och halter på
upp till 7 µg/l (i jämförelse med riktvärdet på 10µg/l) uppmättes av Envipro (2003) vilket kan
tyda på att visst läckage ändå förekommer. I den miljömedicinska studien från 2004 angavs
också att det finns oklarheter angående situationen med arsenik i brunnsvatten.
Sammanfattningsvis talar resultatet från dessa studier för att det är av vikt att få en bild av
tillståndet med arsenik i brunnsvattnet. Det angavs i Jemanders studie att anledningen till de
låga halterna av arsenik kan bero på att arseniken är bunden till stabila mineral. Eftersom
dessa bindningar skulle kunna påverkas vid bland annat ändrat pH-värde och detta kan
komma att ändras eller se olika ut vid olika rödfyrshögar kan det vara relevant att göra mer
kontinuerliga och geografiskt spridda undersökningar av arsenikinnehållet i brunnsvatten.
Resultatet från Vänersborgs undersökning av dricksvattnet i brunnar bör vara av intresse för
länsstyrelsen i sitt arbete med inventering och riskklassning av rödfyrshögar samt för övriga
kommuner i länet som har rödfyr. Dock bör uppmärksammas att några direkta
generaliseringar om dricksvattentillståndet för övriga områden med rödfyrshögar inte kan
göras. Detta eftersom innehållet i rödfyrshögarna är heterogent och att
spridningsförutsättningarna skiljer sig mellan olika platser. Dessutom skiljer sig exempelvis
egenskaper som pH beroende på hur rödfyrshögarna uppkommit. Resultatet från
undersökningar av brunnsvatten kan också komma till nytta vid utveckling av
vägledningsmaterialet från länsstyrelsen. Med hänvisning till resultaten från undersökningen
kan det för Vänersborg eventuellt visa sig vara aktuellt att ordna med rening av vattnet eller
att göra bedömningen att vattnet inte är tjänligt som dricksvatten. Det är också möjligt att
utfallet från dricksvattentesterna visar att problematiken med spridningen av ämnen från
rödfyr inte är så omfattande att åtgärder behöver vidtas.
Utdraget av några av de radonundersökningar som gjorts i Vänersborg kommun visar på att
problematiken med höga radonhalter är aktuell i byggnader på rödfyr såväl som alunskiffer.
Att sådana undersökningar bör göras står med i den befintliga vägledningen och resultaten av
undersökningarna i Vänersborg kan ses som ett stöd för att problematiken med höga
radonhalter bör undersökas och att problematiken är relevant att betonas som den nu görs i
vägledningen.
6.2 Utveckling av vägledningsmaterial
De kommuner som haft ärenden rörande rödfyr anger att de använder vägledningen i sitt
arbete. Detta innebär att det är relevant att regelbundet uppdatera innehållet i
vägledningsmaterialet efter till exempel nya riktvärden gällande markanvändning eller nya
rikt- och gränsvärden för olika ämnen i rödfyren.
40
Värt att notera är att på grund av tidsbrist behandlas ej problematiken med spridning av
ämnen till närliggande vattendrag och eventuell påverkan på akvatisk miljö. Dock bedöms
dessa spridningsvägar också vara av vikt när det gäller problematiken med rödfyr.
6.2.1 Dricksvatten från brunnar
Utifrån olika undersökningar av dricksvattnet verkar det som att de ämnen som särskilt
utmärks med höga halter varierar en del. Detta kan visa på att alunskifferns sammansättning
är heterogen, precis som teorin anger, vilket också medför att rödfyrens sammansättning är
heterogen. Därför kan det vid provtagning av dricksvatten vara viktigt att ta prover i ett brett
spektra med avseende på metaller och andra grundämnen. De ämnen som efter avgränsningen
tycks utmärka sig är: uran, arsenik, bly och nickel. Dessa ämnen har i undersökningar av
dricksvatten från brunnar av Envipro (2003), Engström (2003) och Jemander (2008)
uppmätts i förhöjda halter i anslutning till rödfyr. Andra ämnen som kan ha toxiska
egenskaper som återfinns i höga halter i rödfyr och som skulle kunna läcka ut till dricksvatten
och därmed bör uppmärksammas var: kadmium, molybden och vanadin.
Av de ämnen som uppmättes i förhöjda halter, som nämndes ovan, ingår inte arsenik, nickel,
vanadin, uran, kadmium eller bly i Socialstyrelsens normalanalyslista för provtagning av
dricksvatten. Vid provtagning av dricksvatten anges dock på Socialstyrelsens hemsida att
även arsenik och uran bör provtas fast de inte ingår i Socialstyrelsens normalanalyslista,
vilket bör vara särskilt relevant i anslutning till rödfyr. Eftersom det inte finns några
gränsvärden för vanadin är det svårt att motivera att prover på vanadin ska tas eftersom det då
kan vara svårt att säga något om resultatet. På grund av att kadmium och bly är kraftigt
toxiska och att förhöjda halter har påträffats, bör provtagningar på dessa ämnen göras.
Sammanfattningsvis bör vägledningen rekommendera att provtagning av dricksvatten från
enskilda brunnar i närheten av rödfyrshögar, utöver de ämnen som finns på Socialstyrelsens
normalanalyslista, också bör göras på ämnena: arsenik, uran, kadmium och bly. Eventuellt
kan det dessutom vara lämpligt att undersöka nickel trots att dess giftighet vid intag via
dricksvatten inte tycks vara särskilt hög.
Undersökningen av metallhalter i alunskifferområden visade att grävda brunnar verkar vara
de som i första hand påverkas av förorening från alunskiffer. Denna undersökning gällde
dock alunskifferområden. Gällande problematiken med rödfyr skulle det också vara av
intresse att undersöka dricksvattenbrunnar i områden med rödfyrshögar med avseende på
skillnader mellan grävda och bergborrade brunnar. Det kan ändå vara troligt att resultaten
skulle bli likvärdiga i en sådan undersökning, då eventuell spridning av metaller från
rödfyrshögar antagligen främst skulle påverka vatten i grävda brunnar som är grundare än
bergborrade. Vid undersökningar av dricksvattenbrunnar i områden i närheten av rödfyr kan
därför grävda brunnar uppmärksammas särskilt. Kännedomen om att problematiken
framförallt tycks beröra grävda brunnar bör dock inte utesluta att undersökningar även görs
av borrade brunnar i områden med rödfyr eftersom till exempel halter av arsenik var större i
bergborrade brunnar än grävda brunnar.
Utifrån teorin om de olika ämnenas spridningsförutsättningar ska arsenik och molybden vara
mer rörliga vid högre pH-värden. Detta stämmer dock inte med resultatet av testerna av
41
Envipro (2003) som visade på en ökad utlakning vid lägre pH (3,5 jämfört med 4,5).
Eftersom sambandet mellan rörlighet och pH kan antas inte alltid vara linjärt behöver detta
dock inte innebära att spridningen av till exempel arsenik skulle vara lägre vid pH–värden på
7-8 jämfört med pH-värden på 3-5. Det vore därför önskvärt att göra laktester med fler olika
pH-värden och med ett bredare pH-spann, framförallt runt 7-9 vilket är pH-värdet i många av
de rödfyrshögar som bildats vid tillverkning av bränd kalk. Eftersom användningen av
alunskiffern kan säga något om massornas förväntade pH-värde kan det vara viktigt att känna
till vilken typ av verksamhet som gett upphov till den aktuella rödfyren för att göra en
uppskattning om pH-värdet och därmed spridningsförutsättningarna för olika ämnen.
Eftersom halterna av radon kan variera kraftigt inom samma område och att en stor del av de
mätningar från Vänersborg kommun visar på halter av radon över 200 Bq/m3är det relevant
att uppmana boende i närheten av rödfyrshögar att göra radonmätningar om det inte redan har
gjorts. Detta är så klart även relevant på alunskifferberggrund också.
6.2.2 Upptag i grödor och djur
De undersökningar som gjorts med avseende på odling av grödor i mark med rödfyr anses av
Länsstyrelsen inte vara tillräckligt omfattande för att dra några slutsatser om huruvida
restriktioner bör införas. Upptag av olika ämnen har dock visat sig förekomma och odling
samt djurhållning bedrivs på vissa platser i närheten av rödfyr. Dessutom efterfrågar Götene
kommun information om risker med odling av vissa grönsaker i anslutning till rödfyr och
rekommendation för tomtmark som kan komma att användas för odling. Sammantaget
innebär detta att det är relevant med ett tillägg i vägledningsmaterialet. Fler studier om
upptag i grödor och djur på rödfyrsmark bör därmed göras. Dessutom kan det vara av intresse
att göra en jämförelse av hur odling och djurhållning bedrivs i andra liknande lägen, till
exempel vid områden med vittrat gruvavfall. Det bör i samband med ytterligare studier också
vara relevant att kartlägga omfattningen av djurhållning och odling i närheten av rödfyr i de
olika kommunerna, samt vilka sorters djur och grödor som är aktuella. Med tanke på att
halterna av vissa ämnen i rödfyren endast klarar gränserna för MKM och detta innebär att
djur endast tillfälligt får vistas i området, talar detta ytterligare för att fler undersökningar bör
göras. Dessutom tyder Envipros platsspecifika riktvärden för markanvändning på att för
ämnena: arsenik, kadmium, kobolt och molybden är det exponeringsvägen intag av grönsaker
som är avgörande för riktvärdet, vilket också framhåller att grödor kan vara en viktig
exponeringsväg. Vad gäller vägledningen så är det rimligt att avvakta med eventuella
restriktioner tills ett större underlag finns att basera ett beslut på. Dock kan fenomenet
påpekas utan att faktiska restriktioner meddelas.
6.2.3 Jämförelse med riktvärden för markanvändning
Eftersom riktvärdena för markanvändning från Naturvårdsverket har reviderats sedan det
befintliga vägledningsmaterialet togs fram bör en uppdatering av dessa riktvärden göras.
Samtliga av de ämnen som tas upp i vägledningsmaterialet, förutom uran, är aktuella att
ändra. De ämnen som berörs är därmed: arsenik, bly, kadmium, koppar, molybden, nickel,
vanadin och zink.
42
De nya riktvärdena kom redan 2009 och därför är det viktigt att så snart som möjligt
uppdatera vägledningsmaterialet med de aktuella siffrorna. Riktvärdena för majoriteten av de
ämnen som är aktuella i rödfyr har ändrats och ändringen har i flertalet fall inneburit en
sänkning av riktvärdena. Särskilt anmärkningsvärt är värdena för arsenik som har sänkts från
15 mg/kg TS till 10 mg/kg TS vid KM och från 40 mg/kg TS till 25 mg/kg TS vid MKM.
Ändringen när det gäller MKM är nästan en halvering och kan därför ses som en kraftig
förändring. Att värdena ändrats så pass mycket kan bidra till spekulationer om ytterligare
sänkningar framöver, i takt med ökad kännedom om ämnenas hälsoeffekter. Efterbehandling
tycks främst bli aktuell då marken behövs för bebyggelse, vilket gör det ytterligare skäligt att
uppdatera vägledningsmaterialet så snart som nya riktvärden för markanvändning ges ut.
Kopplat till efterbehandlingsärendet på fastigheten Melonen 12 i Götene kommun är det värt
att notera att vid provtagningen efter att rödfyren schaktats bort togs inga prover på
molybden. Efterbehandlingen skedde 2011 och alltså efter att riktvärden för markanvändning
även fanns för molybden. Troligen hade dock halten molybden inte överskridit riktvärdet för
KM eftersom samtliga av de övriga provtagna ämnena klarade riktvärdena.
I jämförelse mellan riktvärdena för markanvändning och de av Envipro (2003) uppmätta
värdena för: arsenik, molybden, nickel, vanadin och kadmium överskred samtliga ämnen
riktvärdena för KM och i vissa fall även riktvärdet för MKM, vilket innebär att någon typ av
efterbehandlingsåtgärd skulle krävas om marken skulle bebyggas. Den mest lämpliga bör
vara bortschaktning av rödfyrsmassorna för att säkerställa att riktvärdena för markanvändning
inte överskrids.
De platsspecifika riktvärdena som räknades ut av Envipro (2003) var i flera fall lägre än de
generella riktvärdena för markanvändning och eventuellt kan det därmed vara av vikt att
särskilt uppmärksamma dessa ämnen, som var: arsenik, molybden och vanadin.
6.2.4 Efterbehandling och åtgärder
Enligt BREF dokumentet kan det vara aktuellt att låta gruvavfall som inte är skadligt för
miljön ligga kvar och överväxas och att det i framtiden kan bli möjligt att utvinna metaller
från avfallet. Eftersom de flesta av rödfyrshögarna ligger kvar orörda med ett högt innehåll av
olika ämnen kan utvinning av dessa ämnen vara tänkbart i framtiden. Då måste dock tekniken
utvecklats så att utvinningen kan ske utan risk för skadligt läckage till omgivningen. Eftersom
ämnena i rödfyren redan är upptagna ur bergrunden och ligger relativt lättillgängliga vore det
inte otänkbart att det med lämplig teknik kan vara ekonomiskt gynnsamt att använda
innehållet i rödfyren.
När det gäller rödfyrshögarna anges det att de har liknande egenskaper som vittrat gruvavfall.
I likhet med sådant avfall kan till exempel rödfyrshögarna ge upphov till surt lakvatten på
grund av sitt innehåll av pyrit (FeS2). Surt lakvatten kan bidra till en utlakning av metaller
och därför bör detta uppmärksammas när det gäller rödfyrshögarna. Vid uppkomst av surt
lakvatten bör åtgärder vidtas för att för att undvika detta. Eftersom tillsats av buffrande
material, till exempel kalk, anges vara en metod som motverkar uppkomsten av surt lakvatten
kan det ses som att denna åtgärd redan är gjord i de rödfyrshögar som använts vid
43
framställning av bränd kalk. Sådana rödfyrshögar har ett högre pH-värde på grund av
inblandad kalk i massorna och kalken buffrar lakvattnet som passerar rödfyren och minskar
risken för att det blir försurat. Tillsats av kalk skulle kunna vara ett alternativ för mindre
förekomster av rödfyr som inte redan har kalk inblandat. Eftersom det säkerligen kommer
vara en kostnadsfråga då stora mängder buffrande material krävs för stora rödfyrshögar är det
troligt att främst mindre rödfyrshögar skulle vara aktuella. Det finns också en risk att en
tillförsel av buffrande material till rödfyren kommer att röra om i högen och bidra till ny
vittringsyta kommer fram, vilket skulle motverka syftet med åtgärden.
Andra sätt som kan bidra till minskad problematik med surt lakvatten och metalläckage är att
samla upp och rena lakvattnet eller att minska oxidation och uppkomst av lakvatten genom
olika typer av övertäckning av rödfyren. Övertäckning med vatten kan dock inte anses vara
lämpligt för rödfyr eftersom rödfyren har funnits en lång tid och det översta lagret på högarna
har redan vittrat samt att det i många fall inte är praktiskt genomförbart utifrån
rödfyrshögarnas utformning. I jämförelse mellan att samla upp och rena yt- och grundvatten
med att täcka över rödfyrshögen, till exempel genom moräntäckning, verkar den senare
metoden vara att föredra. Övertäckningen kan ses som en mer förebyggande åtgärd. Det
spelar dock roll hur stor rödfyrshögen i fråga är och hur förutsättningarna i omgivningen är.
Om rödfyrshögen är mycket stor kan kostnaden bli alltför hög för att åtgärden ska vara
motiverad. Om övertäckning inte är aktuellt och någon form av rening är nödvändig skulle
både åtgärder som reaktiva barriärer, anläggning av våtmarker eller nyttjande av
reningsanläggningar kunna vara aktuella. Förutsättningarna i omgivningen spelar givetvis
också då en stor roll. Om den största mängden vatten läcker ner till grundvattnet bör det vara
svårt att samla upp och avleda lakvattnet och då skulle en reaktiv barriär troligen vara mest
lämplig att använda. Sammanfattningsvis bör det, utifrån rödfyrens egenskaper att fungera
som vittrat gruvavfall och dess innehåll av toxiska metaller, vara relevant att ha uppsikt över
rödfyrshögarna och eventuell uppkomst av surt lakvatten.
Eftersom tendensen är att låta rödfyrshögarna ligga kvar kan genomförande av okulära
besiktningar av rödfyrshögarna vara lämpligt att rekommendera. Vid beslut bör åtgärden i
första hand handla om de rödfyrshögar som tillhör riskklass 1 och eventuellt också riskklass
2. En sådan åtgärd skulle innebära att en lista bör sammanställas med indikatorer som bör
uppmärksammas.
Igenfyllning med rödfyr av en gruva bör inte rekommenderas eftersom det skulle innebära att
ny yta kan exponeras för vittring vilket kan leda till ett ökat läckage av metaller eller andra
ämnen från rödfyren. Beroende på berggrunden i gruvutrymmet riskeras eventuellt ett ökat
läckage av metaller till grundvattnet. Ärendet om efterbehandling i Skövde kommun talar
också för att sådan hantering av rödfyr inte bör rekommenderas.
Gällande områdesrestriktioner kan det, som nämnts i styckena ovan, vara aktuellt att införa
restriktioner om odling eller djurhållning inom områden med rödfyr samt om anläggande av
brunnar för dricksvattenuttag.
44
Förmodligen kommer efterbehandling främst bli aktuellt för de rödfyrshögar som ligger på
mark som behöver tas i anspråk för till exempel någon form av bebyggelse. Därför bör
bortschaktning av massorna många gånger vara den mest lämpliga efterbehandlingsmetoden.
Detta, som nämnts tidigare, för att säkerställa att riktvärdena för markanvändning inte
överskrids.
Av de kommuner som arbetat med rödfyren på något sätt var det endast Götene kommun som
efterfrågade ytterligare information i vägledningsmaterialet. Den information som Götene
kommun efterfrågade var en tydligare skrivning under planeringsaspekter och lämpligt
omhändertagande. Götene kommuns anser det inte vara helt tydligt om rödfyren kan
användas som utfyllnadsmaterial eller för anläggningsändamål. Utifrån formuleringen i
Götene kommuns efterfrågan kan det tänkas att de resonerat att det skulle kunna vara
lämpligt att använda rödfyren inom planområdet om det inte är i nära anslutning till hus.
Vägledningsmaterialet anger att användning av rödfyr som fyllnadsmaterial inte är lämpligt
men det verkar dock finnas risk för missförstånd om detta inte förtydligas.
I Götene kommun hade även ett efterbehandlingsarbete skett då det gällde mark där rödfyr
använts som fyllnadsmaterial men som inte räknades som ett förorenat område i den
meningen att det fanns noterat i EBH-stödet. I ett sådant ärende blir också vägledningen
aktuell och därför bör sådana ärenden också beaktas vid en uppdatering av
vägledningsmaterialet.
I de två efterbehandlingsärendena i Götene kommun har ingen MKB upprättats vid prövning
av detaljplanerna. Detta förfarande är inte enhetligt med Länsstyrelsen Västra Götalands
vägledning som anger att prövning ska ske genom detaljplan med program och MKB. Ett
förtydligande i vägledningen gällande upprättning av en MKB vid bebyggelse eller annan
anläggning i områden med rödfyr kan därmed behöva göras.
7 Slutsatser
7.1
Kommunernas arbete med rödfyren
Generellt sett bedrivs inget särskilt arbete med rödfyrshögarna i kommunerna. Majoriteten av
rödfyrshögarna ligger kvar. Åtgärder och eller efterbehandling vidtas först i samband med att
marken behövs för ny användning.
De rödfyrshögar som har efterbehandlats och bör omklassas är Melonen 12 (id nr: 158024)
och Käpplunda A (id nr: 163032).
Den metod för efterbehandling som troligen kommer användas vid ärenden framöver är
bortschaktning av massorna till deponi.
Resultat från Vänersborgs kommuns undersökning av dricksvatten från brunnar i
rödfyrsområden bör uppmärksammas av både länsstyrelsen och de andra kommunerna med
rödfyr. Framförallt kan dessa studier ge en bättre uppfattning av situationen med uran och
arsenik i dricksvattnet.
45
7.2
Utveckling av vägledningsmaterial
I vägledningen bör rekommendation finnas att provtagning av dricksvatten från enskilda
brunnar i närheten av rödfyrshögar, utöver de ämnen som finns på Socialstyrelsens
normalanalyslista, också bör göras på ämnena: arsenik, bly, kadmium och uran.
Kännedom om vilken typ av verksamhet som gett upphov till rödfyren kan användas för att
göra en uppskattning om pH-värdet och därmed spridningsförutsättningarna för olika ämnen.
Vägledningen bör uppdateras med de senaste riktvärdena för markanvändning från 2009 av
Naturvårdsverket.
Fler studier om upptag i grödor och djur på rödfyrsmark bör göras. Dessutom kan det vara av
intresse också kartlägga omfattningen av djurhållning och odling i närheten av rödfyr i de
olika kommunerna, samt vilka sorters djur och grödor som är aktuella. Eventuellt kan det
vara aktuellt att införa restriktioner kring odling och djurhållning i anslutning till
rödfyrshögarna.
Rödfyrshögarna bör kontrolleras med avseende på risk för uppkomst av surt lakvatten som
ökar risken för att metaller utlakas och vid sådan situation bör åtgärder sättas in. Dessutom
kan genomförande av okulära besiktningar med jämna mellan rum vara aktuellt för
rödfyrshögar tillhörande riskklass 1.
Ett förtydligande angående att användning av rödfyr som fyllnadsmaterial inte är lämpligt
kan behövas i vägledningsmaterialet. Dessutom kan ytterligare klargörande behöva göras i
vägledningen gällande Länsstyrelsens ståndpunkt om upprättning av en MKB vid bebyggelse
eller annan anläggning i områden med rödfyr.
46
8 Referenser
Andersson, Ö., & Ormann, L. (2004). Förorenade områden Skara Kommun (Inventering och
riskklassning av förorenade områden ). Skara: Miljö- och byggnadskontoret, Skara
Kommun.
Arbets- och miljömedicin. (2002). Vanadin . Hämtat från Arbets- och Miljömedicin, Uppsala:
http://www.ammuppsala.se/default.asp?headId=6&pageId=355&subMenuOne=153
den 28 03 2012
Arbets- och Miljömedicin. (u.d.). Kadmium. Hämtat från Arbets- och Miljömedicin Uppsala:
http://www.ammuppsala.se/default.asp?headId=6&pageId=348&subMenuOne=153
den 17 05 2012
Augustsson, V. (den 27 12 2011). Första spadtaget taget för nytt trygghetsboende i Götene.
Hämtat från Götene Kommun:
http://www.gotene.se/omsorghalsa/nyhetsarkivsocialomsorg/forstaspadtagettagetforny
tttrygghetsboendeigotene.9563.html den 14 03 2012
Berglund, M., Lind, B., Sörensen, S., & Vahter, M. (2000). Impact of soil and dust lead on
children's blood lead in contaminated areas of Sweden. Archives of Environmental
Health: An International Journal, 55(2), 93-97.
Chappell, W. R., Meglen, R. R., Moure-Eraso, R., Solomons, C. C., Tsongas, T. A.,
Walravens, P. A., & Winston, P. W. (1979). Human health effects of molybdenum in
drinking water. Cincinnati OH: United States Environmental Protection Agency
(EPA-600A-79-006).
EBH-stödet. (2012-02-28).
Ek, B.-M. (2005). Uran i dricksvatten - nya rekommendationer. Grundvatten, ss. 10-12.
Engström, S. (2003). Tungmetalläckage och påerkan på dricksvattenbrunnar runt
rödfyrhögar på Kinnekulle. Institutionen för Geologi och Geokemi. Stockholm:
Stockholms Universitet.
Envipro . (2005). Undersökningar och fördjupad riskbedömning av Rödfyrshögar inom
Falbygden, Västra Götalands län (etapp 3). Göteborg: Länstyrelsen Västra Götalands
län, Envipro Miljöteknik AB.
Envipro. (2003). Undersökning, riskbedömning och prioritering av rödfyrshögar i Västra
Götalands län. Linköping: Envipro Miljöteknik AB.
European Commission. (2009). Reference document on Best Avilable Techniques for
Management of Tailings and Waste-Rock in Mining Activities. Seville: European
Commission.
47
European Commission, Joint Research Centre. (2008). More information on the European
IPPC Bureau (EIPPCB). Hämtat från European Commission Joint Research Centre Institute for Prospective Technological studies:
http://eippcb.jrc.es/about/more_information.html den 13 03 2012
Finlands miljöcentral. (den 06 08 2009). Reaktiva barriärer vid behandling av förorenat
grundvatten (RESET2). Hämtat från www.miljo.fi - Finlands miljöcentral (SYKE):
http://www.ymparisto.fi/default.asp?contentid=331023&lan=sv#a2 den 15 03 2012
Götene Bostäder AB. (u.d.). Trygghetslägenheter Götene. Hämtat från Götene Bostäder AB:
http://www.gotenebostader.se/trygghetsboende-gotene.asp den 14 03 2012
Götene Kommun. (2011). Detaljplan för Kvarteren Päronet och Melonen i Götene Kommun
(DP# 80). Götene: Götene Kommun.
Greger, M. (2005). Metallupptag i växter odlade i rödfyr- och alunskifferjord. Botaniska
institutionen. Stockholm: Stockholms Universitet.
Gustafsson, J. P., & Johnsson, L. (2004). Vanadin i Svensk Miljö - Förekomst och toxicitet.
Mark- och vattenteknik. Kungliga tekniska högskolan. Hämtat från
http://www2.lwr.kth.se/Publikationer/PDF_Files/LWR_REPORT_3009.pdf
IVL. (2007). Utvärdering av behandlingsmetoder för lakvatten från deponier. Stockholm:
IVL- Svenska miljöinstitutet AB, rapport B1748.
Jemander, L. (2008). Metaller i Brunnsvatten - en studie i alunskifferområden i Östergötland.
Institutionen för ekologi,miljö och geovetenskap. Umeå: Umeå Universitet.
Kemikalieinspektionen. (den 25 07 2011). Användning av bly i Sverige . Hämtat från
Kemikalieinspektionen:
http://www.kemi.se/sv/Innehall/Statistik/Kortstatistik/Kortstatistik-over-amnen-ochamnesgrupper/Anvandning-av-bly-i-Sverige/ den 18 05 2012
Kuhna, T. (2011 a). Melonen 12 Götene - Miljöteknisk Markundersökning. Jönköping: Sweco
Environment AB.
Kuhna, T. (den 28 09 2011 b). PM - Melonen 12 Götene, Sanering Rödfyr. Jönköping: Sweco
Environment.
Kurttio, P., Auvinen, A., Salonen, L., Saha, H., Pekkanen, J., Mäkeläinen, I., . . .
Komulainen, H. (04 2002). Renal Effects of Uranium in Drinking Water.
Environmental Health Perspective, 110(4), s. 337342.
Länsstyrelsen Kalmar län. (2005). Projekt Degerhamn - Sammanfattande
Huvudstudierapport - Undersökning av rödfyr i Degerhamnsområdet. Kalmar.
Länsstyrelsen Västra Götalands län. (den 29 06 2004). Rödfyr- vägledning vid hantering och
användning. Länsstyrelsen Västra Götalands län.
48
Länsstyrelsen Västra Götalands län a. (u.d.). Inventering enligt MIFO - Frågor och Svar.
Hämtat från Länsstyrelsen Västra Götalands län:
http://www.lansstyrelsen.se/vastragotaland/Sv/miljo-och-klimat/verksamheter-medmiljopaverkan/fororenade-omraden/inventering/Pages/fragor_svar.aspx den 18 03
2012
Länsstyrelsen Västra Götalands län b. (u.d.). Inventering enligt MIFO. Hämtat från
Länsstyrelsen Västra Götalands län:
http://www.lansstyrelsen.se/vastragotaland/Sv/miljo-och-klimat/verksamheter-medmiljopaverkan/fororenade-omraden/inventering/Pages/inventering-EBH.aspx den 20
03 2012
Länsstyrelsen Västra Götalands län c. (u.d.). Förorenade områden. Hämtat från
Länsstyrelsen Västra Götalands län:
http://www.lansstyrelsen.se/vastragotaland/Sv/miljo-och-klimat/verksamheter-medmiljopaverkan/fororenade-omraden/Pages/index.aspx den 20 03 2012
Lennmo, E. (2006). Växters upptag av spårämnen från rödfyr - ett odlingsförsök vid tre
rödfyrshögar i Västra Götalands län. institutionen för markvetenskap. Uppsala:
Sveriges Lantbruksuniversitet.
Livsmedelsverket. (2006). Vägledning till Livsmedelsverkets föreskrifter (SLVFS 2001:30)
om dricksvatten. Livsmedelsverket.
Livsmedelsverket. (den 14 12 2009). Varans näringsvärde. Hämtat från Livsmedelsverket:
http://www.slv.se/sv/grupp1/Markning-av-mat/Sa-marks-maten/Varans-naringsvarde/
den 06 03 2012
Livsmedelsverket. (2010). Kadmium- fördjupning. Hämtat från Livsmedelsverket:
http://www.slv.se/sv/grupp1/Risker-med-mat/Metaller/Kadmium/Kadmium--fordjupning/ den 05 05 2012
Livsmedelsverket. (den 24 11 2011). Metaller - Bly. Hämtat från Livsmedelsverket:
http://www.slv.se/sv/grupp1/Risker-med-mat/Metaller/Bly/ den 01 05 2012
Livsmedelsverket. (2011). Vanadin. Hämtat från Livsmedelsverket:
http://www.slv.se/sv/grupp1/Mat-och-naring/Kosttillskott/Vanadin/ den 30 03 2012
Lundqvist, J., Lundqvist, T., Lindström, M., Calner, M., & Sivhed, U. (2011). Sveriges
Geologi - från urtid till nutid (3 uppl.). Lund: Studentlitteratur AB.
Magnusson, M. (2003). Mikronäringsämnen och pH. Makronäringsämnen,
mikronäringsämnen och pH i ekologisk grönsaksodling. Jönköping: Jordbruksverket.
Miljöförvaltningen Stockholms stad. (2008). Mijöbarometen Miljögiftets väg - Kadmium.
Hämtat från Stockholms Stad:
http://miljobarometern.stockholm.se/main.asp?mp=MG&mo=4 den 17 05 2012
49
Miljömålsportalen. (den 01 04 2011). 4. Giftfri Miljö: Definition. Hämtat från
Miljömålsportalen: http://www.miljomal.nu/4-Giftfri-miljo/Definition/ den 20 03
2012
Miljönämnden östra Skaraborg. (den 25 02 2009a). Sammanträdesprotokoll, Dnr 2007-2056.
Beslut beträffande anmälan om uppläggning av rödfyr och gjuteriavfall för
anläggningsändamål i Käpplunda gruva. Skövde: Skövde Kommun.
Miljönämnden östra Skaraborg. (den 29 04 2009b). Sammanträdesprotokoll, Dnr 2009-667.
Efterbehandling av förorenat område på Skövde 4:167, Skövde 4:53 samt del av
Käpplundagärdet 2. Skövde: Skövde kommun.
Miljönämnden östra Skaraborg. (den 29 04 2009c). Sammanträdesprotokoll, Dnr 2009-728.
Anmälan enligt miljöbalken avseende mottagande av rödfyr för användning till
avjämning vid Risängens avfallsanläggning. Skövde: Skövde kommun.
Montelius (ed), J. (2010). Vetenskapligt Underlag för Hygieniska Gränsvärden 30. Göteborg:
Arbets- och miljömedicin, Göteborgs Universitet.
Naturvårdsverket. (1999). Metodik för inventering av förorenade områden. Värnamo:
Naturvårdsverkets rapport 4918.
Naturvårdsverket. (2006). Metallers mobilitet i mark. Stockholm: Naturvårdsverkets rapport
5536.
Naturvårdsverket. (2008). Hälsoriskbedömning vid utredning av förorenade områden.
Stockholm: Naturvårdsverkets rapport 5859.
Naturvårdsverket. (2009). Riktvärden för förorenad mark - modellbeskrivning och
vägledning. Naturvårdsverkets rapport 5976.
Naturvårdsverket. (2011). Inventering av förorenade områden. Hämtat från
Naturvårdsverket: http://www.naturvardsverket.se/Start/Verksamheter-medmiljopaverkan/Fororenade-omraden/Inventering-av-fororenade-omraden/ den 04 04
2012
Naturvårdsverket. (den 03 02 2012). Inventeringsmetodiken MIFO/Bedömningsgrunder för
förorenade områden. Hämtat från Naturvårdssverket:
http://www.naturvardsverket.se/Start/Tillstandet-imiljon/Bedomningsgrunder/MIFOFororenade-omraden/ den 18 03 2012
Naturvårdsverket. (den 03 02 2012). Verksamheter med miljöpåverkan - Förorenade
områden. Hämtat från Naturvårdsverket: http://www.naturvardsverket.se/ebh den 20
03 2012
NGI a. (u.d.). Black Shale. Hämtat från NGI - Norges Geotekniske Institutt:
http://www.ngi.no/en/Project-pages/Blackshale/ den 13 03 2012
50
NGI b. (u.d.). Black shale: Environmental assessment. Hämtat från NGI - Norges
Geotekniske Institutt: http://www.ngi.no/en/Project-pages/Blackshale/Innholdsbokserog-strukturer/Kolonnelister/Grupper/Read-more-about-theproject/WP2/#/ngi/templates/Page.aspx?id=27349 den 12 03 2012
Oksavik Oltedal, U. (den 03 03 2010). Snipetjernsbekken er fortsatt død. Østlandets blad.
Raisbeck, M. F., Siemion, R. S., & Smith, M. A. (2006). Modest copper supplementation
blocks molybdenosis in cattle. Journal of Veterinary Diagnostic Investigation, 566572.
Sällsten, G., & Barregård, L. (2004). Miljömedicinsk bedömning av hälsorisker hos människa
på grund av rödfyrshögari Västra Götaland. Göteborg: Västra Götalandsregionens
Miljömedicinska Centrum.
Seiving, P. (Maj 2007). Detaljplan-Antagandehandling, Hällekis- Sjönära boende. Götene
kommun Byggnadsnämnden.
Seiving, P. (December 2011). Detaljplan - Utställningshandling, Hällekis idrottshall . Götene
kommun.
SGI. (2005). Områden med Rödfyr i Sverige - Karaktärisering av Rödfyr i Sverige.
Naturvårdsverket.
SGU. (2006). Mineralmarknaden: Tema Bly . Växjö: SGU- Sveriges Geologiska
Undersökning.
SGU. (2007 a). Mineralmarknaden Tema: Nickel. Huskvarna: SGU - Sveriges Geologiska
Undersökning.
SGU. (2007 b). Naturlig radioaktivitet, uran och andra metaller i dricksvatten. Statens
Geologiska Undersökning, rapport 2007:13.
SGU. (2008). Kartläggning av Sveriges malm- och mineraltillgångar i syfte att utveckla en
kunskapsbas. Sveriges Geologiska Undersökning.
SGU a. (u.d.). Uran - en råvara full av energi. Hämtat från SGU - Statens Geologiska
Undersökning: http://www.sgu.se/sgu/sv/geologi/uran.html den 09 03 2012
SGU b. (u.d.). Arsenik i brunnsvatten. Hämtat från SGU - Sveriges Geologiska
Undersökning: http://www.sgu.se/sgu/sv/samhalle/grundvatten/brunnar-ochdricksvatten/arsenik-brunnsvatten.html den 28 02 2012
SGU c. (u.d.). Markgeokemi. Hämtat från SGU - Sveriges Geologiska Undersökning:
http://www.sgu.se/sgu/sv/geologi/geokemi/Markgeokemi.html den 01 05 2012
Skaraborg, M. Ö. (den 16 01 2012). Om MÖS. Hämtat från Miljösamverkan Östra Skaraborg:
http://www.miljoskaraborg.se/Organisation/ den 21 02 2012
51
SLU. (2007). Markkemi Vanadin. Hämtat från Markinfo: http://wwwmarkinfo.slu.se/sve/kem/totkem/v.html den 30 03 2012
Socialstyrelsen. (den 30 dec 2003). Försiktighetsmått för dricksvatten. SOSFS 2003:17.
Kungälv.
Socialstyrelsen. (dec 2006 a). Dricksvatten från enskilda brunnar och mindre vatten
anläggningar. Lindesberg: Socialstyrelsen.
Socialstyrelsen. (2006 b). Dricksvattenrening med avseende på arsenik. Socialstyrelsen
Artikelnr. 2006-123-10.
Socialstyrelsen. (2006 c). Dricksvattenrening med avseende på uran. Socialstyrelsen
Artikelnr: 2006-123-11.
Socialstyrelsen. (2009). Miljöhälsorapport 2009. Västerås: Socialstyrelsen.
Socialstyrelsen a. (u.d.). Testa och åtgärda dricksvatten från enskild brunn. Hämtat från
Socialstyrelsen:
http://www.socialstyrelsen.se/halsoskydd/vatten/dricksvatten/testaochatgardabrunnsva
tten den 23 03 2012
Socialstyrelsen b. (u.d.). Frågor och svar om dricksvatten. Hämtat från Socialstyrelsen:
http://www.socialstyrelsen.se/fragorochsvar/dricksvatten#anchor_3 den 18 03 2012
Statens industriverk. (1978). Alunskiffer. Stockholm.
Stiefel, E. I., & Murray, H. H. (2002). Molybdenum. i S. Bibudhendra, Heavy Metals in the
Environment. New York: Marcel Dekker, Inc.
Svensson, K. (den 28 06 2011). Uran i dricksvatten kan påverka njurarna. Hämtat från
Livsmedelsverket:
http://www.slv.se/sv/grupp1/Dricksvatten/Dricksvattenkvalitet/Uran/Uran-idricksvatten/ den 07 03 2012
SWECO. (2009). Exploatering av Käpplunda Gärde, Skövde 4:167 för bostadsändamål Miljökonsekvensbedömning. Göteborg: Skövde kommun
Samhällsbyggnadsförvaltningen.
Tourtelot, H. A. (1979). Black shale - its deposition and diagenesis. Clays and clay minerals,
27(5), 313-321.
Victorin, K., & Berglund, M. (2009). Dricksvatten. i Socialstyrelsen, Miljöhälsorapport
2009. Västerås: Socialstyrelsen.
WHO. (2005). Nickel in drinking-water. Geneve: World Health Organization.
WHO. (2006). Guidelines for drinking-water quality (3 uppl.). Geneve: World Health
Organization.
52
WHO. (2011a). Guidelines for drinking-water quality (4 uppl.). Geneve: World Health
Organization.
WHO. (2011b). Molybdenum in Drinking-Water. Background document for development of
WHO Guidelines for Drinking-water. Geneve: World Health Organization.
AFS 2005:17. Arbetsmiljöverkets föreskrifter om hygieniska gränsvärden och åtgärder mot
luftföroreningar. Stockholm: Arbetsmiljöverket
SLVFS 2001:30. Livsmedelsverkets föreskrifter om dricksvatten. Stockholm:
Livsmedelsverket
SOSFS 2003:17. Socialstyrelsens allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten.
Stockholm: Socialstyrelsen.
53
Bilaga 1
Socialstyrelsens allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten
Normal analys
Mikrobiologiska parametrar:
– Escherichia coli (E. coli)
– Koliforma bakterier
– Antal mikroorganismer vid 22 °C
Kemiska och fysikaliska parametrar:
– Alkalinitet
– Ammonium
– Fluorid
– Fosfat
– Färg
– Järn
– Kalcium
– Kalium
– Kemisk oxygenförbrukning
– Klorid
– Konduktivitet
– Koppar
– Magnesium
– Mangan
– Natrium
– Nitrat
– Nitrit
– pH
– Sulfat
– Total hårdhet
– Turbiditet
Källa: Bilaga 2 SOSFS 2003:17
54
Bilaga 2
Socialstyrelsens allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten
Riktvärden för mikroorganismer, kemiska ämnen och egenskaper i dricksvattnet
– underlag för bedömning av dricksvattenprov.
Tabell 6. Utdrag ur Socialstyrelsens allmänna råd om försiktighetsmått för dricksvatten, Bilaga 1. Bedömningen
gäller för en halt, lika med eller högre än det angivna värdet, om inget annat anges. Bedömnings grunderna anges:
h= hälsorisk, e= estetisk och t= teknisk. Källa: SOSFS 2003:17
Kemiska och fysikaliska parametrar
Parameter
Enhet Tjänligt med
anmärkning
mg/l
0,5 (t)
Aluminium
Otjänligt
Antimon
µg/l
5 (h)
Arsenik
µg/l
10 (h)
Bly
µg/l
10 (h)
Cyanid
µg/l
50 (h)
Fosfat
mg/l
0,6
Järn
mg/l
0,5 (e,t)
Kadmium
µg/l
1,0 (h)
5,0 (h)
Kalcium
mg/l
100 (t)
Koppar
mg/l
0,2 (e,t)
2,0 (h, e,
t)
Mangan
mg/l
0,3 (e, t)
Kommentar
Kan i grundvatten indikera aluminiumutlösning
från marken på grund av surt vatten (pH < 5,5).
Kan medföra slambildning i
distributionsanläggningen.
Kan indikera förorening från industri, deponi
eller rötslam. Antimon kan också tillföras
vattnet från material i va-installationer.
Kan indikera påverkan från föroreningskälla. I
bergborrade brunnar är dock orsaken oftast
naturlig (sulfidmineral). Ev. risk för kroniska
hälsoeffekter vid långvarigt intag. Vattnet bör
inte användas till dryck eller
livsmedelshantering.
Orsaken är ofta korrosion av blyhaltiga material
i äldre fastighetsinstallationer. Kan också vara
en indikation på påverkan från industriutsläpp,
deponi o. dyl. Risk för kroniska hälsoeffekter
vid långvarigt intag, särskilt hos små barn.
Vattnet bör inte användas till dryck eller
livsmedelshantering.
Riktvärdet avser totalhalt cyanid. Kan indikera
påverkan från industriutsläpp, deponi o. dyl.
Vattnet bör inte användas till dryck eller
livsmedelshantering.
Kan indikera påverkan från avlopp, gödsling
och andra föroreningskällor. Kan även ha
naturligt geologiskt betingat ursprung.
Färgen kan iakttas med blotta ögat. Vattnet
innehåller troligen järn eller humus. Orsaken till
onormala förändringar bör alltid undersökas.
Förekommer i grundvattnet i några områden
med sedimentär berggrund. Kan orsakas av
korrosion av kadmiumhaltiga material i
fastighetsinstallationer, särskilt om vattnet är
surt (pH < 5).
Risk för kroniska hälsoeffekter vid långvarigt
intag. Vattnet bör inte användas till dryck eller
livsmedels-hantering.
Mellan 20 och 60 mg/l minskar
korrosionsrisken i distributionsanläggningen.
Olägenheter som vid hårdhet, vid
anmärkningsvärda halter se parametern total
hårdhet.
Orsakat av korrosion på kopparledningar.
Risk för missfärgning av sanitetsgods och
hår (vid hårtvätt).
Ev. risk för diarréer, särskilt hos känsliga
småbarn. Estetiska och tekniska olägenheter
som ovan. Vattnet (kallvatten) bör
spolas någon minut innan det används till
dryck och matlagning, särskilt vid beredning
av barnmat, efter längre tids stillestånd samt
vid nya installationer.
Kan i vattenledningar bilda utfällningar, som
när de lossnar ger missfärgat (svart) vatten.
Risk för skador på textilier vid tvätt.
55
Nickel
µg/l
20 (h)
<6,5
pH
(vätejonkoncentrationen)
Kan förekomma naturligt i surt grundvatten.
Kan även indikera att råvattnet förorenats av
industrier.
Låga pH-värden medför risk för korrosion på
ledningar som kan leda till ökade metallhalter i
dricksvatten. Kan indikera påverkan av ytvatten
eller ytligt grundvatten.
pH-värdet bör ligga inom intervallet 6,5–9,0.
10,5 (h)
Radon
Bq/l
Uran
µg/l
>1000 (h)
15 (h)
Troligen orsakat av överdosering av alkaliskt
medel eller utlösning av kalk från cementbelagda ledningar. Risk för skador på ögon och
slemhinnor. Vattnet kan inte användas som
dricksvatten.
Risk för hälsoeffekter. Vattnet bör inte
användas till dryck eller livsmedelshantering.
Störst risk för hälsoeffekter vid inandning av
radonhaltig luft, till exempel vid duschning.
Radon från vatten kan tillsammans med radon
från mark och byggnadsmaterial ge höga halter
i bostads-luften. I en enskild fastighet kan
halten minskas genom kraftig luftning i
radonavskiljare eller med andra metoder. För
att undvika höjningar av radonhalten inomhus
måste avgående gas ledas bort från bostaden.
Kan förekomma naturligt i grundvatten
56
Bilaga 3
Radonmätningar Hunneberg
Exempel på mätningar i området med rödfyr och alunskiffer.
År
Halt
2:3
2007
2004
40 Bq/l
1980
30 Bq/m3
2:5
2004
90 Bq/m3
2:6
2007
270 Bq/m3
2:2*
1992
160 Bq/m3
9:1
2005
160 Bq/m3
Nygård
2:4
Hol
150Bq/m3
27:1* 2007
30 Bq/m3
20:1
2004
270 Bq/m3
13:1
1981
690 Bq/m3
25:3* 2007
720 Bq/m3
30 Bq/l
1:22* 2004
170 Bq/m3
25:6
420 Bq/m3
2004
4:18* 1981
1240 Bq/m3
4:17* 2008
210 Bq/m3
vattenprov
radondotterhalt (=60Bq/m3)
radondotterhalt (=320Bq/m3)
radondotterhalt (=1380Bq/m3)
vattenprov
radondotterhalt (=2480Bq/m3)
*= Finns med på fastighetslistan där det finns rödfyr.
Hol 1:19, Hol 1:22, Hol 1:23, Hol 11:1, Hol 12:1, Hol 16:1, Hol 18:1, Hol 19:1, Hol 25:3,
Hol 25:4, Hol 26:1, Hol 27:1, Hol 28:1, Hol 4:17, Hol 4:18, Hol 7:1, Hol 8:1, Hol S:2,
Hunneberg 1:3, Nygård 2:10, Nygård 2:2, S:4, Tunhem 1:1, Tunhem 1:3, Tunhem 1:30,
Tunhem 1:31, Hol 1:18
57
Bilaga 4
Analys av innehåll i får som betat på rödfyrsmark. Degerhamn, Mörbylånga
kommun.
58
59
60
Bilaga 5
Utdrag ur sammanställning av Förorenade områden i Skara kommun gällande
rödfyrshögar. Källa: Andersson& Ormann (2004).
61
62
