Arsenikförorenad mark efter träimpregnering

Arsenikförorenad mark efter träimpregnering
Fastläggning, spridning och efterbehandling
Examensarbete inom civilingenjörsprogrammet Miljö och Vattenteknik
EMMA JOHANSSON
Institutionen för bygg- och miljöteknik
CHALMERS TEKNISKA HÖGSKOLA
Göteborg, Sverige 2008
Examensarbete 2008:64
Examensarbete 2008:64
Arsenikförorenad mark efter träimpregnering
Fastläggning, spridning och efterbehandling
Arbete inom civilingenjörsprogrammet i miljö- och vattenteknik.
Emma Johansson
Institutionen för bygg- och miljöteknik
Vatten Miljö Teknik
CHALMERS TEKNISKA HÖGSKOLA
Göteborg 2008
Arsenikförorenad mark efter träimpregnering
Fastläggning, spridning och efterbehandling
©Emma Johansson, 2008
Examensarbete 2008:64
Institutionen för bygg- miljöteknik
Vatten Miljö Teknik
Chalmers tekniska högskola
412 96 Göteborg
Telefon 031-772 10 00
Omslag: Bilden är hämtad från Södras hemsida, http://www.sodra.com/sv, 2008-03-20
Reproservice, Chalmers tekniska högskola, Göteborg, 2008
Förord
Projektet började med NCC Boendes intresse av att bygga flerfamiljshus på en arsenikförorenad
fastighet och en första markteknisk undersökning utfördes 2007. Ett samarbete mellan Chalmers
tekniska högskola, NCC Teknik och NCC Boende startade och resulterade i detta examensarbete.
Jag, Emma Johansson avslutar mina studier till Civilingenjör i Miljö- och Vattenteknik vid Uppsala
Universitet med denna rapport. Examensarbetet är dock utfört på Chalmers tekniska högskola vid
avdelningen för Vatten Miljö Teknik, Institutionen för bygg- och miljöteknik.
Främst vill jag tacka Malin Norin, NCC Teknik och Ann-Margret Strömvall Chalmers för all
vägledning och uppmuntran under skrivandets gång. Ni har kompletterat varandra mycket bra och
jag ser fram emot ett fortsatt samarbete. Johan Magnusson, NCC Teknik och Douglas Baxter,
Analytica Luleå vill jag även tacka för era goda råd och tiden ni lagt på att lyssna och förklara. Ett
stort tack ska även Mona ha som tålmodigt hjälp mig plocka fram utrustning och övervakade mig
under de mest riskfyllda momenten under experimenten i Miljökemiska Laboratoriet.
Projektet har varit spännande att genomföra och fick ändras under projektets gång när vissa saker
inte gick att genomföra som det var tänkt. Ingen kunde veta från början att proverna med jord och
vatten från fastigheten skulle vara så svåra att filtrera att det inte ens rann igenom ett kaffefilter
och att filtren impregnerades och stelnade. Det ska bli intressant att följa detta område och se vad
som händer i framtiden.
Tack mamma och pappa för ert stöd genom min utbildning! Ni är
guld värda.
Emma Johansson
Göteborg, mars 2008
- ii -
Abstract
A result of old timber impregnation plants can be soil contaminated with arsenic. This is
because arsenic (As) together with copper (Cu) and chromium (Cr) were main constituents
in wood impregnation agents used so called CCA fluids. Arsenic has a strong negative
effect on the environment. Trivalent arsenic occurs most in oxygen reduced environments
and is more toxic than pentavalent arsenic. This study was initiated when the building
company NCC became interested in an arsenic contaminated property in Uddevalla.
Results from earlier investigations of the total arsenic concentrations in the ground were
used as a background for this study. In this project the site was investigated for
concentrations of total As and As species as arsenite/As(III), arsenate/As(V),
monomethylarsonic acid (MMA) and dimethylarsinic acid (DMA), as well as other
elements in the soil, leachates and groundwater samples. Leaching of the arsenic species
from the soil, and effects of different environmental conditions on the leaching were also
investigated. The study was carried out through information retrieval and laboratory
experiments in form of leaching and batch tests. Possible remediation methods have been
investigated and presented.
Soil samples taken from the site were used in laboratory experiments. The total
concentration of As, As (III), As (V), MMA, DMA and other elements were analysed in
soil samples, groundwater and leaching water. In the soil samples, As(V) was the dominant
As species with only low concentrations of As(III), MMA and DMA detected. In the
groundwater samples the relative concentration of As(III) and As(V) varied, but the
concentrations of the organic forms MMA and DMA were low in all samples. Water
samples filtered in the field contained both As(III) and As(V). In samples filtered only in
the laboratory, As(III) was dominating and this may be explained by a fast precipitation of
As(V) and iron.
In a batch test, the importance of oxygen was studied for the leaching of arsenic under
anaerobic and aerobic conditions. All results showed a low leachingrate of As, but in the
reduced (anaerobic) environment the analysis showed higher concentrations of As.
Leaching tests were carried out on three collection samples with different degrees of
contamination, following a standardized procedure with two-step leaching. The soil was
shaked twice, first during 6 h with a L/S=2 (L/S - quotient of liquid and soil material) and
thereafter for 18 h with L/S=6. The results showed that the most contaminated soil did not
leach the greatest degree of As. In this soil the concentration of iron and aluminum was
high and may form stabile compound with As on the soil particle’s surface and thus prevent
further leaching of As. All leaching tests showed low leaching of As the groundwater
samples from the site showed extremely high concentrations of arsenic. The standardized
procedure for the leaching test can be questioned as it is carried out in an oxidized
environment, and the leaching of As is more severe in practice within anaerobic
environments.
Different remediation methods and techniques are available to deal with arsenic
contamination and have been tested in field at contaminated sites. In Sweden excavation
and removal is commonly used method of remediation but is scarcely sustainable in the
long term. To reach more sustainable remediation methods trials have been carried out in
the field, such as in situ methods. Sites remediated with in-situ methods have not been
tested in full scale for As, but results from pilot project from other countries are available
as reference.
- iii -
Sammanfattning
Arsenikförorenad mark kan vara ett resultat av gamla träimpregneringsanläggningar,
eftersom arsenik (As) var ett vanligt ämne i impregneringsmedel tillsammans med koppar
(Cu) och krom (Cr), s k CCA-medel. Arsenik har en stark negativ påverkan på miljön och
är giftigt även i låga mängder för människan. Trevärd As(III) förekommer främst i
reducerande miljöer och är mer toxisk än femvärd As(V). Detta examensarbete initierades i
samband med att byggföretaget NCC intresserade sig för en arsenikförorenad fastighet i
Uddevalla. Tidigare miljötekniska undersökningar av marken hade gjorts och resultatet har
varit en grund för detta arbete. I detta projekt har undersökts i vilka former As förekommer
i grundvatten och jordmaterial från fastigheten. Vidare har även undersökts hur hårt bunden
As är till jordmaterialet och under vilka förutsättningar As lakas ut till vattenfasen. Studien
utfördes genom litteratursökning och laboratorieförsök i form av en förstudie och därefter
skakförsök. Även olika möjliga saneringsmetoder för As har inventerats och sammanställts.
Samlingsprov på jord från fallstudieområdet användes i de olika laboratorieförsöken.
Totalhalt As samt fyra olika specier: As(III), As(V), metylarseniksyra (MMA) och
dimetylarseniksyra (DMA) har främst analyserats i jordprover, grundvatten och lakvatten. I
jordproverna dominerade As(V) och endast låga koncentrationer av övriga former förekom.
I grundvattnet från fastigheten varierade sammansättningen av arsenikens former, dock
fanns i samtliga prov endast låga halter av de organiska formerna MMA och DMA. I de
grundvattenprov som filtrerats i fält detekterades både As(III) och As(V). I prov som
filtrerades först vid ankomst till laboratoriet påträffades endast As(III). Detta beror
förmodligen på att As(V) ganska snabbt reagerar med förekommande järn (Fe) och fälls ut
som scorodit FeAsO4 som sedan filtreras bort. Därför rekommenderas fortsättningsvis att
alltid filtrera tagna grundvattenprover snarast möjligt i fält.
I förstudien studerades syrets betydelse för utlakning av As i bägarförsök i både syrerik och
inert miljö och med den högförorenadade jorden och vatten (L/S-kvot 6). Samtliga resultat
visade på låga koncentrationer av As i lakvattnet. I den reducerande miljön analyserades
dock något högre halter av As.
Skaktester utfördes för tre olika samlingsjordar av olika föroreningsgrad enligt en
standardiserad metod där jorden skakades två gånger med jonfiltrerat vatten. Skakförsöken
visade att det inte enbart är arsenikhalten i jorden som avgör halten som lakats ut, utan att
även förekomsten av Fe och aluminium (Al) har stor betydelse. Både Fe och Al bildar
stabila föreningar med As och förhindrar urlakning. I samtliga försök lakades mycket låga
arsenikmängder ut från proverna. Trots att skaktesterna visade på låg lakbarhet av As har
analysresultaten på grundvatten från fallstudieområdet visat på extremt höga arsenikhalter.
Den standardiserade skakmetodens giltighet för As kan ifrågasättas då urlakning av As är
gynnsam i reducerande markmiljöer, medan testet utförs i en mycket oxidativ miljö.
Olika saneringsmetoder för As har använts, men den vanligaste metoden i Sverige har varit
att gräva upp och deponerat de förorenade jordmassorna. In situ saneringsmetoder, vilka är
mer långsiktig hållbara, har i dagsläget inte testats i någon större utsträckning för att ”rena”
As förorenad mark i Sverige. Vilken metod som är mest lämpad för sanering beror av
föroreningsgrad, vilka föroreningar som finns på området och vad området ska användas
till i framtiden.
- iv -
Innehållsförteckning
1 Bakgrund ............................................................................................................................. 1
1.1 Inledning ...................................................................................................................... 1
1.2 Syfte ............................................................................................................................. 2
1.3 Genomförande.............................................................................................................. 3
1.4 Avgränsningar .............................................................................................................. 3
2 Träimpregnering ................................................................................................................. 4
2.1 Träimpregneringshistoria ............................................................................................. 4
2.1.1 Boliden industrisalt ............................................................................................... 5
2.1.2 CCA-vätska ........................................................................................................... 5
3 Fallstudie ............................................................................................................................. 7
3.1 Områdesbeskrivning .................................................................................................... 7
3.1.1 Nuvarande användning av marken........................................................................ 7
3.1.2 Markegenskaper .................................................................................................... 7
3.1.3 Hydrogeologiska förhållanden och recipient ........................................................ 8
3.2 Träimpregnering på Junoverket förr ............................................................................ 8
3.3 Framtida intressen ........................................................................................................ 9
3.4 Tidigare markundersökningar ...................................................................................... 9
3.4.1 MIFO-utredning .................................................................................................... 9
3.4.2 Fortsatt översiktlig teknisk markundersökning ..................................................... 9
3.4.3 Grundvattenundersökningar ................................................................................ 11
4 Arsenik .............................................................................................................................. 13
4.1 Arsenik som naturligt ämne ....................................................................................... 13
4.2 Arsenik som förorening ............................................................................................. 14
4.3 Arseniks kemi ............................................................................................................ 14
4.3.1 Oorganiska arsenikformer ................................................................................... 15
4.3.2 Organiska arsenikformer ..................................................................................... 15
4.3.3 Arsenik i olika miljöer ........................................................................................ 15
4.4 Arseniks förmåga att binda till markpartiklar ............................................................ 17
4.4.1 Parameter för lakbarhet: Kd-värde ...................................................................... 20
5 Metod och utförande ......................................................................................................... 22
5.1 Provtagning i fält........................................................................................................ 22
5.1.1 Markprover ......................................................................................................... 22
5.1.2 Grundvattenprov ................................................................................................. 23
5.2 Utförande på laboratoriet ........................................................................................... 23
5.2.1 Förberedning av prover ....................................................................................... 24
5.2.2 Förstudie ............................................................................................................. 24
5.2.3 Om laktester; skak- och kolonnförsök ................................................................ 26
5.2.4 Skaktest ............................................................................................................... 27
5.2.5 Fraktionsfördelning/kornstorlek ......................................................................... 27
5.3 Analysmetoder ........................................................................................................... 27
5.3.1 Lösta metaller...................................................................................................... 28
5.3.2 Totalhalten av metaller ....................................................................................... 28
5.3.3 Arsenikspeciering ............................................................................................... 29
5.3.4 Övriga analyser ................................................................................................... 30
6 Resultat och diskussion ..................................................................................................... 31
6.1 Markprover ................................................................................................................ 31
6.2 Fraktionsfördelning .................................................................................................... 33
-v-
6.3 Förstudie .................................................................................................................... 35
6.3.1 Första förstudien ................................................................................................. 35
6.3.2 Andra förstudien ................................................................................................. 36
6.3.3 Resultat sammanställt från båda förstudierna ..................................................... 37
6.4 Skaktester ................................................................................................................... 38
6.5 Grundvatten................................................................................................................ 40
6.5.1 Betydelsen av filtrering ....................................................................................... 40
6.5.2 Totalhalt av arsenik och några andra utvalda parametrar ................................... 41
6.5.3 Speciering av arsenik vid olika tillfällen ............................................................ 43
6.5.4 Slutdiskussion kring arsenikhalter och specier i grundvattnet ............................ 46
7 Efterbehandlingsmetoder för arsenik ................................................................................ 47
7.1 Efterbehandlingsmetoder för arsenikförorenad jord .................................................. 47
7.1.1
Referensprojekt ............................................................................................ 49
7.2 Efterbehandlingsmetoder för arsenikförorenat vatten ............................................... 50
7.2.1 Referensprojekt ................................................................................................... 51
7.3 Metoder för rening av arsenikförorenad jord och vatten ....................................... 52
7.4 Efterbehandlingsmetoder för arsenik ur ett hållbarhets perspektiv ........................... 52
8 Slutsats och tänkbara fortsatta studier............................................................................... 55
8.1 Slutsatser .................................................................................................................... 55
8.2 Fortsatta studier .......................................................................................................... 56
9 Referenser ......................................................................................................................... 57
Bilagor
1. Arbetsmiljö
2. Riktvärden för förorenad mark/ förklaring av MIFO-utredning
3. Karta med provtagningspunkter som illustrerar arsenikhalten
4. Länsvattenbildning och halter
5. Metallers förmåga att binda till markpartiklar
6. Fraktionsuppdelning
7. Jordproverna, samtliga analysvärden för metaller
8. Förstudie 1 samt resultat från förstudie 1 och 2
9. Skakförsök
10. Grundvattenanalyser
11. Havsvattenstånd (november -07, december -07, februari- 08)
- vi -
1 Bakgrund
1.1 Inledning
Problematiken med träimpregnering
Förorenad jord och grundvatten som konsekvens av tidigare träimpregnering är ett
omfattande miljöproblem såväl inom som utom Sveriges gränser. Totalt har ungefär
400 anläggningar med varierande impregneringsmedel och metoder varit verksamma i
Sverige. År 2007 fanns 37 träimpregneringsanläggningar i drift (SCB, 2007). Vid en
anläggning impregneras virke för att förhindra skadeangrepp och mögel.
Träimpregneringsverksamhet har uppmärksammats efter att dess kraftigt negativa
miljöpåverkan påvisats. Anläggningarna var förr inte skyddade från dropp och
läckage
och
den
största
mängden
föroreningar
ansamlades
nära
impregneringsutrustningen (Bhattacharya m.fl., 2002). Impregneringsmedlen kan
delas in i tre huvudkategorier; kreosot, vattenlösliga medel och lösningsbaserade
medel. Arsenikföreningar användes i kategorin vattenlösliga medel i
tryckimpregneringsanläggningar.
Föroreningarnas spridning varierar från plats till plats, men de vanligaste ämnena
kring gamla träimpregneringsanläggningar är i form av metallerna arsenik(As), krom
(Cr), koppar (Cu) och organiska ämnen som polyaromatiska kolväten (PAH). Dessa
är starkt bundna till markpartiklarna, vilket medför att föroreningarna har låg rörlighet
och därmed bedöms få relativt liten spridning (Naturvårdsverket, 1999).
Trots att det i Sverige har funnits många träimpregneringsanläggningar har intresset
först på senare tid stigit när Länsstyrelsen påbörjade inventering av förorenade
områden 1999. Detta har medfört att fler områden har undersökts och även senare
sanerats. Sanering av arsenikförorenade områden kommer dock att bli allt vanligare
efter tidigare verksamheter inom träindustri och glasbruk. När Naturvårdsverket
sammanställde avslutade saneringar i Sverige 2006 var 15 % av de saneringsprojekt
som låg till grund för rapporten gamla träimpregneringsobjekt (Naturvårdsverket,
2006d).
Bara i Jönköpings län finns tre före detta impregneringsanläggningar som är av högsta
prioritet för sanering år 2008-2012 (Länsstyrelsen, 2007). De saneringar av
arsenikförorenad mark som har genomförts har generellt behandlats genom att gräva
upp kontaminerade massor och lägga dessa på deponi. I utförda saneringar har
länsvattnet som bildats framförallt visat på en förhöjd arsenikhalt. Miljöproblem
relaterat till träimpregnering på många platser är ännu mer omfattande än att bara
innefatta As på grund av att flera olika sorters impregneringsmedel har använts under
olika perioder.
Forskningsprojekt pågår för att utveckla lämpliga saneringsmetoder efter gamla
träindustrier med rester av arsenikföroreningar, bland annat genom försök med att
tillsätta stabiliserande ämne till massorna för att föroreningen ska bindas permanent.
Resultaten från försök som har genomförts i Sverige visar att As kan stabiliseras
genom tillsats av järnoxider (Lidelöw m.fl., 2007).
-1-
Fallstudie
I samband med eventuellt förvärv av en fastighet har marken undersöks med avseende
på dess föroreningssituation. Föreliggande examensarbete har grundats på den
problematik som lyftes fram i samband med miljötekniska utredningarna på
fastigheten. Tidigare, från 1930- och fram till 80-talet, nyttjades fastigheten till
framförallt fönstertillverkning och måleri. I samband med dessa verksamheter har
impregnering av trä på fastigheten ägt rum. Fastigheten är därmed förorenad av
framförallt höga metallhalter, speciellt arsenik (As) men också bly (Pb), kadmium
(Cd), koppar (Cu), krom (Cr) och zink (Zn).
Naturvårdsverket har fastställt riktvärden för mindre känslig markanvändning (MKM)
och känslig markanvändning (KM) (se Bilaga 2, Naturvårdsverket, 1997b).
Nuvarande markanvändning på fastigheten i Uddevalla innebär enligt definition att
området är klassat som MKM. Om fastigheten ska bebyggas med bostäder kommer
det att ställas högre krav på lägre föroreningshalter och markområdet kommer att
klassas som känslig markanvändning, vilket innebär att man ska kunna odla
grönsaker, bo eller bedriva daghem på fastigheten utan att det är skadligt.
I dagsläget överstiger uppmätta halter av As, inom vissa delar av fastigheten att
gränsen för MKM och även att övre gränsen för farligt avfall överskrids. I samband
med förorenad mark jämförs även halterna med avfallsgränser, eftersom uppmätta
massor kategoriseras in i olika avfall för deponering. Farligt avfall får endast läggas
på deponier som är utformade för den typen av avfall. Det sannolika scenariot är att
delar av marken behöver saneras.
Spridningen av föroreningar i naturen beror på hur ämnen växelverkar mellan fast
material och vattenfasen. Ju mer fastlagd en förorening är, desto mindre mobil och
desto mindre blir spridningen. Det är därför viktigt att veta hur ämnen överförs från
den fasta fasen till den mobila fasen, i detta fall vattenfasen. Fokus i detta arbete har
varit att undersöka hur As transporteras från fast fas till en mer mobil fas i samband
med en eventuell schaktning av jordmassor.
1.2 Syfte
Syftet med detta projekt har varit att klarlägga hur As i dess olika former binds i
mark, men även under vilka förutsättningar As kan transporteras till vattenfas för att
få ökad kunskap om vad som händer vid en traditionell grävsanering. Junoverken i
Uddevalla har fungerat som fallstudieområde och syftet har även varit att med
perspektivet Hållbar utveckling inventera och värdera möjliga saneringsmetoder.
Delmål i projektet har varit att:
1. Fastställa hur hårt och i vilka former As är bunden till jordmaterialet.
2. Undersöka under vilka förutsättningar och i vilka former As från jorden
transporteras till vattenfasen.
3. Speciering av As i jord och vatten för att kunna bedöma rörlighet och toxicitet.
-2-
4. Utreda om det finns ett mer hållbart alternativ till grävning och därmed om
det är möjligt att rena platsen med in situ teknik.
Examensarbetet skall också fungera som ett underlag för vidare projektering av en
kommande sanering av arsenikförorenad jord.
1.3 Genomförande
Detta arbete har utförts som en litteraturstudie, men även genom fysikaliska och
kemiska undersökningar av jord från fallstudieområdet, Junoverken i Uddevalla. Inom
uppgiften har det även gjorts en översiktlig sammanställning av sanering i
arsenikförorenad jord.
De första kapitlen innefattar en litteraturstudie om impregneringsmedel med As.
Därefter beskrivs fallstudieområdet där föroreningsgraden från tidigare
markundersökningar redovisas. Med hänsyn till att urlakning ska undersökas har ett
kapitel tagit fram om arsenikens kemi, som förorening och naturligt ämne. I kapitlet
läggs fokus på hur As binds till markpartiklar.
Vidare har uppgiften varit att beskriva lakbarheten hos jordmaterialet genom
skaktester enligt en standardiserad metod. Skaktesterna har utförts vid Miljökemiska
Laboratoriet BoM, Chalmers. Sammanställning av totalhaltsanalyser för As har gjorts
för både jord och vattenprover. Arsenikens form, exempelvis arsenit As(III) och
arsenat As(V) har definierats genom så kallad speciering av As i jordprover och det
urlakade vattnet. Dessa analyser har utförts vid Analytica i Luleå och vid
Analycen/Eurofins i Lidköping.
I sista kapitlet jämförs olika saneringsmetoder för jord och vatten med varandra. En
diskussion kring detta skulle kunna bli mycket lång när framförallt mycket material
finns publicerat om rening av As i vattenfasen. I detta arbete har det dock valts att
begränsa denna del för att arbetet skall kunna utföras inom ramen för ett
examensarbete. Forskning bedrivs idag för att hitta hållbara saneringsmetoder av
arsenikförorenad mark. Några metoder nämns kort samt en överblick över några
utförda projekt och den på platserna använda saneringsmetoden.
1.4 Avgränsningar
I detta examensarbete har endast former för As som kan lakas ut från mark och
spridas till vatten som kan lakas ut bestämts. Flera andra metaller lakas också ut, men
bara ett fåtal kommer att beröras utöver As. I detta examensarbete kommer inte
mängden länsvatten eller schaktmassor som bildas vid eventuell schaktning att
beröras.
-3-
2 Träimpregnering
2.1 Träimpregneringshistoria
Träimpregnering började industriellt på 1800-talet och främst impregnerades slipers
och ledningsstolpar. I Sverige har mest kreosot, Koppar-krom-arsenik, s k CCAvätska och organiska tennföreningar använts som impregneringsvätska.
Impregneringsmedlen kan delas in i tre huvudkategorier; kreosot, vattenlösliga medel
och lösningsbaserade medel.
Arsenikföreningar
användes
i
kategorin
vattenlösliga
medel
i
tryckimpregneringsanläggningar. De vanligaste var Boliden industrisalt och dess
efterföljare CCA-medlen. Under åren 1900-1992 har så stor mängd som 15 800 ton av
enbart grundämnet As använts i tryckimpregneringsanläggningar i Sverige
(Naturvårdsverket, 1999b). Figur 2.1 visar en tryckimpregneringsanläggning där
virket fördes in i en så kallade tunna, denna typ av anläggning användes också vid
Junoverken i Uddevalla. I tunnan trycktes impregneringsvätskan in och virket togs ut
därefter ut för att läggas på tork. Olika impregneringsmedel har använts genom olika
tidsepoker.
Figur 2.1
Impregneringstunnel (KemI, 2005).
I Tabell 2.1 är historien kring användningen av impregneringsmedel redovisade i
kronologisk ordning. År 1939 introducerades vattenlösliga medel med
arsenikföreningar som Bolidenindustrisalt.
-4-
Tabell 2.1
Impregneringsvätskans utveckling beskrivs från 1800-talet och till nutid
(Nordberg och Stenberg, 2005).
Tidsskala
Händelse
1800-talet
Kungliga järnvägsstyrelsen börjar impregnera slipers med
kopparsulfatlösning.
Mobila impregneringsverk införs med kreosotolja.
1900-talet
1939
1960-talet
1977/78
1974
1995
Kreosot kunde inte importeras på grund av andra världskriget.
Vattenlösliga medel med metall infördes (CCA-, CZA-vätska
mm).
Organiska lösningsmedel som innehöll klorfenol introducerades.
Användes till färskt virke vid sågverk.
Klorfenol förbjöds.
Organiska tennföreningar introducerades som
impregneringsmedel.
Organiska tennföreningar förbjöds och ersattes med organiska
fungicider (bekämpningsmedel).
2.1.1 Boliden industrisalt
Boliden industrisalt (BIS) utvecklades i samband med att kreosot som tidigare använts
inte kunde importeras på grund av krig. BIS blandades med zinksulfat och bestod
främst av zinkoxid (ZnO) och arsenikoxid (As2O5). Ämnena bröts i gruvan i Boliden
som innehöll höga halter av bland annat koppar, zink, guld, svavel och arsenik.
Sammansättningen kunde variera, men andelarna var ungefär fördelade som Tabell
2.2 visar. Arsenikoxidens andel av vikten var 28 %, vilket innebär 18 % av metallen i
ren form (Bhattacharya m.fl., 2001).
Tabell 2.2
Andelen av de olika aktiva substanserna i Boliden industrisalt
(Naturvårdsverket, 1999b)
Aktiv
substans
ZnO
CrO3
As2O5
Na2O
SO3
Andel i vikt-%
12
11
28
9,2
12
2.1.2 CCA-vätska
CCA-impregnering innehåller kopparoxid (CuO), kromoxid (CrO3) samt arsenikoxid
(As2O5). Blandningen introducerades på 1950-talet och var en uppföljare till BIS.
CCA-medel är ett samlingsnamn på många olika medel, men de verksamma
substanserna är desamma. Boliden K33 är den mest kända vätskan. Andelarna av de
aktiva substanserna redovisas i Tabell 2.3. Arsenikoxidens halt höjdes på BIS från 28
% till ännu högre 34 %, vilket är nästan 24 % As i ren form (Bhattacharya m.fl.,
2001). Även Zn- och Cr-halten höjdes i den nya blandningen. Resterande andel var
vatten (Bhattacharya m.fl., 2001) och ingen sulfid tillsattes med CCA-medlen.
-5-
Tabell 2.3
Andelen av de olika aktiva substanserna i CCA-medlet Boliden K33
(Naturvårdsverket, 1999b)
Aktiv
substans
CuO
CrO3
As2O5
Andel i vikt-%
15
27
34
Innehållet av As har gjort att CCA-medlens användning begränsats de senaste åren
och andra alternativ har tagit dess plats. CCA-impregnerat virke får endast användas i
mark och vattenmiljöer och sedan 2004 bara i yrkesmässigt bruk med professionell
hantering (KemI, 2005). CCA-impregnerat virke har varit på marknaden länge
eftersom inget bra alternativ har funnits. Flera olika mer miljövänliga
impregneringsmedel har dock introducerats på marknaden på senare tid. Virke
impregnerat med As klassas som farligt avfall eftersom förbränning av detta trä inte
oskadliggör arseniken. Arseniken förekommande i träet förbränns inte utan blir kvar i
mer koncentrerad form i askan.
-6-
3 Fallstudie
3.1 Områdesbeskrivning
3.1.1 Nuvarande användning av marken
Fastigheten Junoverken ägs av Mattsongruppen, som driver dotterbolaget Junoverken
AB på området. Junoverken AB är systemleverantör och komponenttillverkare åt
offshore- och verkstadsindustrin. Verksamhet bedrivs på området i form av svetsning,
maskin- och träbearbetning samt montering. Dessutom finns kontor på området
(Junoverken, 2007).
3.1.2 Markegenskaper
Fastigheten ligger centralt, mindre än en kilometer från Uddevalla centrum och är
80 000 m2. Fastigheten är plan med mestadels hårdgjorda ytor (asfalt). Det finns en
höjd sydväst om fastigheten. Nordöstra delen av fastigheten intill ån har varit
strandängar men området fylldes ut på 1930-talet med muddermassor.
Fyllnadsmassorna är generellt 1-2 meter djupa och består av stenig grusig sand samt
innehåller en del tegel och metallskrot (bland annat koppardelar). Detta underlagras
av sand på lera. Idag har marken satt sig och sjunkit men de pålade husen samt kajen
är kvar i ursprungsnivå (Norin och Magnusson, 2006). På grusytor omkring asfalten
växer ovanligt lite vegetation.
På området där impregneringstunnan stod (område A se Figur 3.2) har marktekniska
undersökningar visat att norra delen består av fyllnadsmassor på dyig sand och södra
delarna består av fyllnadsmassor av stenig grusig sand, som underlagras av sjösand på
lera. Högsta halterna av As återfinns generellt på 0,5-1,5 meters djup, men halterna,
varierar inom området.
Jordlagerföljden i det grundvattenrör (Gr, se Figur 7.8) som sattes i samband med en
tidigare miljötekniska markundersökning (Geogruppen, 2006) redovisas generellt i
Figur 3.1. Jordlagerföljden i den aktuella punkten har jämförts med omgivande fem
borrpunkter. Arsenikhalten i jordlagerföljden finns redovisade i Figur 3.4.
Markyta, 0-0,05 m Asfalt
Figur 3.1
0.05-1 m
Fyllnad/grusig sand
1-2 m
Fyllnad/sand/lera
2-2.5 m
Lera
Generalisering av jordlagerföljden vid grundvattenröret på område A
-7-
3.1.3 Hydrogeologiska förhållanden och recipient
Grundvattnets flödesriktning inom området är generellt mot norr där Bäveå finns, se
Figur 3.1. Bäveå är fastighetens recipient och mynnar ut i Byfjorden, Skagerrak. Ett
antal dagvattenbrunnar finns på området varifrån vattnet leds direkt ut till Bäveå.
Området översvämmas vid kraftigt regn och vatten kan tryckas upp från brunnarna
(Länsstyrelsen, 2002). Det finns ett ytligt grundvattenmagasin i fyllningsmaterialet
0,9-1,2 meter under markytan. Grundvattenytan antas ligga i samma nivå som
vattenytan på Bäveå. Vid ett högre vattenstånd finns det risk för att området
översvämmas varför det finns planer inom kommunen att generellt höja marknivån.
Högförorenat
område
Figur 3.1
Fastigheten Anegrund 10. Bäveå syns i övre delen av bilden (Junoverken,
2007).
3.2 Träimpregnering på Junoverket förr
På Junoverken har Boliden K33, en CCA-lösning med Cr, Cu och As, använts enligt
muntlig information från äldre och tidigare yrkesarbetare på området (Länsstyrelsen,
1998). Förmodligen har BIS och Boliden K33 också använts, men några säkra
uppgifter har inte hittats. Boliden K33 användes i tryckimpregneringsanläggningen
som startade 1943 och pågick fram till 1979. Anläggningen, som bestod av en lång
liggande tunna, var inte invallad (se Figur 2.1).
Endast under året 1978 köptes 4,8 ton av Boliden K33 in till verksamheten. Virket
torkades på öppna ytor i närheten innan det bearbetades. Spån som bildades
förbrändes antagligen på området (Länsstyrelsen, 2002).
Kreosot har inte använts på området eftersom det inte kunde importeras under andra
världskriget. Troligen har inte heller organiska tennföreningar använts eftersom de
introducerades 1974 i Sverige och anläggningen flyttades därifrån bara fem år senare,
samt att det finns noteringar från 1978 om användning av Boliden K33.
En sluten träimpregneringsanläggning har också varit aktiv på fastigheten sedan 1972
med impregneringsmedlet KP Tryck. Denna anläggning var inte placerad på samma
ställe som tunnan. År 1978 köptes 18 ton impregneringsmedel till KP Tryck in.
Medlet innehåller koppartetraminkarbonat samt klorfenoler, Fe och tjäraföreningar.
Virket kom ut ”relativt torrt” från impregneringsprocessen och processen var sluten
(Länsstyrelsen, 1998). Om detta område har blivit förorenat av dessa ämnen är oklart,
men en provpunkt som ligger nära där denna aktivitet har bedrivits har påvisat
-8-
förhöjda halter av Zn, Cu och PAH i markprover. Några klorfenoler eller
tennföroreningar har dock inte påträffats i området (Golder Associates, 2008 och
NCC, 2007).
3.3 Framtida intressen
NCC Boende, som är en bostadsutvecklande enhet på NCC Construction Sverige AB
är intresserade av fastigheten för att bygga bostäder. Eftersom fastigheten ligger
centralt skulle marken även vara lämplig för att bygga kontor. Om byggnader
lämpade för boende skall byggas ställs högre krav på markens renhet än vid
byggnation av kontor och än mindre vid industri, se Bilaga 2.
3.4 Tidigare markundersökningar
3.4.1 MIFO-utredning
Länsstyrelserna i landet utför inventeringsarbetet för förorenade områden enligt
Metodik för Inventering av Förorenade Områden (MIFO). Syftet med modellen är att
alla områden ska inventeras på samma sätt och enklare klassas efter föroreningsgrad
(Naturvårdsverket, 1999a). Länsstyrelsen i Västra Götalands län har utfört en MIFOutredning 1998 över området och enligt denna klassades fastigheten till riskklass två
(enligt fas 1 av 2), vilket benämns som stor risk. Risken bedöms på en skala från ett
till fyra, varav en fyra anses vara av låg risk och en etta mycket stor risk, se Bilaga 2.
Föroreningarnas farlighet bedömdes höga och spridningsförutsättning av
föroreningarna från området till yt-, mark och grundvatten ansågs vara stora. I
bedömningen togs hänsyn till att området idag är inhägnat och ytorna är asfalterade
samt att det bedrivs mindre känslig markanvändning.
3.4.2 Fortsatt översiktlig teknisk markundersökning
När NCC Boende intresserade sig för fastigheten fick NCC Teknik i uppdrag att göra
en översiktlig miljöteknisk markundersökning. Detta gjordes genom att markprover
togs vid tre tillfällen under 2007. Från den senaste av dessa undersökningar har
jordprover sparats och har kunnat användas på nytt i detta examensarbete.
För att förenkla undersökningarna delades området in i delområden. Områdena avser
dock inga gränser för föroreningar. Antal provpunkter under de tre undersökningarna
blev totalt 42 stycken, varav de alla undersökts i nivåer på cirka en halvmeter ner till
två meters djup. De tidigare undersökningarna påvisade mycket förhöjda halter av As
inom en avsevärd yta av fastigheten.
-9-
C
Högförorenat
område
B
I
A
G
D
H
J
E
F
Figur 3.2
Karta över fastigheten med indelning av delområden A – J
I Tabell 3.3 redovisas hur föroreningshalterna kategoriseras. Arsenikhalten översteg
gränsen för farligt avfall särskilt i område A (1800 m2), Figur 3.2. Uppskattningsvis
innehåller jorden i enbart område A mer än ett ton ren arsenik, se Bilaga 4.
I område A har fyra prov uppmätt högre halter än gränsen för farligt avfall. Högsta
uppmätta halten är på 3800 mg As/kg TS i område A, vilket innebär att nästan 4 % av
jorden består av ren As samt överskrider gränsen för farligt avfall nästan fyra gånger.
Även inom delområde D har höga halter som överskrider MKM analyserats. Figur 3.3
redovisar de högsta uppmätta värden i varje borrpunkt på en karta över
föroreningshalter i område A. Arsenikhalterna är högst i in- och utlopp av
impregneringstunnan. Den rektangulära figuren har konstruerats efter gamla ritningar
där tunnan varit inritad. I Bilaga 3 redovisas de högsta uppmätta värdena för As i
vardera provtagningspunkt över fastigheten.
Tabell 3.3 Värden för de satta gränserna utifrån Naturvårdsverkets rapport (1997b) känslig
markanvändning till mindre känslig markanvändning (KM-MKM) och Avfall
Sveriges gräns för farligt avfall (FA).
Gränser
Arsenikhalt i jord
(mg/kg TS)
<KM
<15
KM-MKM
15-40
MKM-FA
40-1000
>FA
>1000
Även totalhalter av bly, kadmium, koppar, krom, kvicksilver och zink överskred
värdet på minst ett ställe för mindre känslig markanvändning (MKM).
- 10 -
Figur 3.3
Graden av föroreningshalter av As i olika provtagningspunkter på
Junoverkens tomt i Uddevalla. De olika färgerna visar olika föroreningsgrader
av arsenik. Röd markering betyder hög arsenikhalt, medan grön markerar
låga halter. Den rektangulära figuren i mitten av bilden symboliserar platsen
där tunnan låg enligt gamla kartor. Generella riktvärden utifrån
Naturvårdsverket( 1997b) för arsenik avser gränserna. Skala 1:1500.
I Figur 3.4 är omgivande borrpunkterna till grundvattenröret i område A
sammanställda för att se arsenikhaltens variation med djupet. Punkterna (P2, P7,
0705, 0706 och 0714) återfinns i NCC miljötekniska markundersökning på
Junoverken i Uddevalla (2007). De högsta arsenikhalterna ligger på 1,0-1,5 m djup,
men det finns i område A förhöjda halter As nere på två meters djup.
Arsenik (mg/kg TS)
0
500
1000
1500
2000
2500
0
Djup (m)
0,5
1
1,5
2
2,5
Figur 3.4
Arsenikhalten fördelat på djupet inom omkringliggande punkter till
grundvattenröret (Gr) på delområde A. Avser arsenikhalt; <KM♦, KM-MKM•,
MKM-FA ∆, >FA□
3.4.3 Grundvattenundersökningar
Föroreningssituationen i grundvattnet på fastigheten har undersökts av konsultbolaget
Golder Associates. I december 2007 installerade Golder Associates 11 grundvattenrör
med skruvborr för att undersöka spridningen av arsenikföroreningen. Vissa av
- 11 -
grundvattenresultaten finns med i denna rapport i kapitel 7.5 och Bilaga 10. Övriga
resultat återfinns i Golder Associates rapport Kompletterande miljöteknisk
markundersökning, Anegrund 10, Uddevalla (2008). Tillåtelse har medgivits för att
nyttja dessa resultat i föreliggande examensarbete.
- 12 -
4 Arsenik
Arsenik är ett halvmetalliskt grundämne, som finns naturligt i berggrunden.
Ämnet i dess olika former är giftigt, vilket har varit känt sedan länge och har nyttjats i
dess användning som träimpregnering och bekämpningsmedel. Arsenik har använts
även i glas, pigment och legeringar med bly och koppar. Användningen av ämnet har
minskat kraftigt de senaste tio åren, eftersom reglerna inom träindustrin förändrades
(KemI, 2007). I Sverige är det främst arsenik(V)oxid som har använts.
4.1 Arsenik som naturligt ämne
Arsenik finns naturligt i sulfidrika berggrunder.
Arsenikhalten i naturen styrs därför av omgivande
geologi (Berglund m.fl., 2005). Alkaliska
grundvatten, med pH över 8, innehåller ofta höga
halter av As på grund av att As från berggrunden
lösgörs vid höga pH. I de flesta länder och på de
flesta platser ligger koncentrationen i grundvattnet
under 10 µg/l (Welch m.fl., 2000). I naturligt vatten
finns både organiska och oorganiska former av As,
men oorganiska former är mest förekommande.
Bakgrundshalten i jord för As är ungefär
10 mg/kg TS i Göteborgsområdet och 15 mg/kg TS
i Stockholmsområdet (Naturvårdsverket, 1997a).
Problem med As i dricksvatten finns över en stor
del av världen, främst i samband med bergsborrade
brunnar. Dricksvattnet kan innehålla höga halter
som avges från berggrunden. Det värst drabbade
området och mest uppmärksammade på senare tid är
Bangladesh efter det att hjälporganisationer försökt
borra efter rent drickvatten. Det visade sig dessvärre
att berggrunden innehöll höga halter As och folket
blev förgiftat (Harvey m.fl., 2002, Smedley och
Kinniburgh, 2002). Arsenik är svårupptäckt,
eftersom det är färg-, smak- och luktlöst.
Figur 4.1 Arsenik i dricksvatten taget ifrån bergsborrande brunnar (SGU SLV, 1991)
Vissa delar av Sverige exempelvis Skellefteåfältet i Västerbotten och några platser i
mellansverige, se Figur 4.1, har också förhållandevis höga arsenikhalter i
dricksvattnet. I dessa områden får reningsfilter sättas in för att avskilja arseniken
(Berglund m.fl., 2005). Gränsvärdet för dricksvatten är 10 µg/l baserat på
livstidsrisken för cancer (SGU, 2008).
- 13 -
4.2 Arsenik som förorening
Arsenik har spridits antropogent i naturen. Föroreningar av As genereras framförallt
vid impregnering, malmbrytning och glastillverkning. Arsenik kan vålla stora
problem eftersom det inte är en essentiell metall utan är giftig för mark och
vattenlevande organismer. Arsenik är giftigt även för människor och kan ge allvarliga
akuta effekter vid låga koncentrationer, men giftigheten är beroende av arsenikens
form och mobilitet. De första symptomen på arsenikförgiftning är illamående,
magsmärtor, kräkningar, diarré och hjärtpåverkan. Fortsätter intaget en kortare tid
uppkommer pigmentförändringar i huden och huden på händer och fotsulor blir
tjockare. Uppkomna negativa hälsoeffekter reduceras oftast om intaget av As sänks,
men fortsätter intaget kan det vålla nerv- och leverskador samt hjärt- och
kärlsjukdomar samt även cancer (Vahter, 2006). Arsenik används dock i låga
koncentrationer inom sjukvården för att motverka leukemi (Lehmann och Paul, 1999).
Barn har visats vara känsligare för As än vuxna. En dödlig dos för en människa av ren
As är 100-300 mg.
Arsenikförorenade områden bör vara inhägnade och utmärkta, eftersom små barn kan
få i sig betydliga mängder As i samband med lek. Ett barns intag av jord räknas vara
150 mg jord/dag (Persson, 2008). Om halter på ”farligt avfall” uppmätts (1000 mg
As/kg) behövs att ett barn får i sig 100 g jord för en dödlig dos arsenik. Arsenik är
dock giftig även vid mycket lägre koncentrationer.
4.3 Arseniks kemi
Arsenik finns i naturen i både oorganisk och organisk form, dock är oftast oorganiska
formen i mycket högre andel. I Tabell 4.1 redogörs några utav arsenikens egenskaper
och i Figur 4.2 illustreras de vanligaste förekommande formerna.
Tabell 4.1
Kort fakta om arsenik.
Arsenik
Grupp
Densitet
Utseende
Elektronkonfiguration
Elektronegativitet
Figur 4.2
As
15, halvmetall
5727 kg/m3
metallisk grå, fast
3d104s24p3
2,18
De vanligaste formerna av arsenik (Stumm och Morgan, 1996)
- 14 -
4.3.1 Oorganiska arsenikformer
Oorganiska former av As förekommer generellt som trevärd (arsenit, As(III)) eller
femvärd (arsenat, As(V)) form i naturen, för kemiska formler se Figur 4.2. De båda
formerna förekommer ofta gemensamt eftersom As reduceras och oxideras mycket
långsamt. De oorganiska formerna är därmed relativt stabila.
Oxidation
Reduktion
As(III) Æ As(V)
As(V) Æ As(III)
I vilken form As finns beror inte enbart på redoxpotenialen utan även på pH. I neutral
lösning bildar As främst anjoner eller har neutral struktur (Smedley och Kinniburgh,
2002). Arsenit As(III)/H3AsO3 är i neutral form i större delen av pH-intervallet men
lämnar ifrån sig protoner som en syra om pH > 9 och förekommer då som anjoner
H2AsO3-/AsO33-. Arsenik(III) är svår att avlägsna eftersom den inte sorberas till
laddade ytor i neutral form. Den är också mer vattenlöslig och därmed mer mobil,
vilket gör denna form giftigare än arsenat As(V) (Bhattacharya m.fl., 2001 & Smedly
och Kinniburgh, 2002). Arsenik(V) är oftast förekommande som anjon och i formerna
av AsO43- /H2AsO4- /HAsO42-) (Figur 4.2).
4.3.2 Organiska arsenikformer
Metylering av oorganiskt As till organisk form sker med hjälp av mikroorganismers
enzym. Organiska former av As finns i vatten, jord och sediment i låga
koncentrationer, men är vanligast i levande organismer (Leermakers m.fl., 2006 och
Drever, 1997). De två vanligaste organiska formerna är metylarseniksyra (MMA) och
dimetylarseniksyra (DMA), vilka illustreras i Figur 4.2. Organiska former mindre
giftiga än oorganiska former och är relativt stabila (Löfgren m.fl., 2003 & Leermakers
m.fl., 2006) därmed kan bioackumuleras i kroppen.
Arsenik som är bundet till oorganiskt material är mer mobilt än As som är bundet till
organiskt material. På så sätt ansamlas As i jordarter med högre andel organiskt
material.
4.3.3 Arsenik i olika miljöer
För att enklare redogöra för arsenikens olika former i samverkan med andra metaller
används så kallade stabilitetsdiagram. Ett stabilitetsdiagram visar vid vilken
redoxpotential (y-axeln, Volt) och vid vilket pH (x-axeln) ett ämne är i stabil form.
Det är svårt att mäta vilken redoxpotential som grundvatten har, men studier har satt
att naturliga grundvatten ligger emellan -0,2 till +0,7 V (Fetter, 1994).
Två olika stabilitetsdiagram presenteras och de två systemen är As-O-H2O (arseniksyre-vatten) och As-Fe-O-H-S (arsenik-järn-syre-väte-svavel).
System As-O-H2O
Arseniks stabilitetsdiagram i vattenlösning redovisas i Figur 4.3. Potentialen kan
mätas i två olika enheter, pe (elektronaktivitet) och Eh (volt), vilka båda visas i detta
- 15 -
diagram. Detta diagram är intressant för att kunna tolka resultaten från
laboratorietesterna och grundvatten. När elektropotentialen är över noll existerar
oxiderande förhållanden och arseniken är främst i femvärd form (arsenat), vilket visas
i de mörkare grå fälten i Figur 4.2. De ljusare grå fälten visar under vilka förhållanden
As förekommer i reducerad trevärd form arsenit (under noll i y-led).
Figur 4.3
Ett förenklat stabilitetsdiagram för systemet As-O-H2O vid 25 º C och 1 atm.
ΣS = 10-2. Lösligheten för As är en aktivitet på 10-6 (Drever, 1997).
Den streckade linjen i diagrammet markerar när As övergår till fast fas tillsammans
med svavel, vilket endast sker när svavelhalten är hög och under starkt reducerande
förhållande.
System As-Fe-O-H-S
Ett annat system av intresse är arsenik-järn-syre-väte-svavel. Det vanligaste mineralet
i naturen som innehåller arsenik(V) är arsenopyrite, FeAsS vilket diagrammet visar är
stabilt i kraftigt basiska och reducerande miljöer (Figur 4.3).
- 16 -
Figur 4.5
Eh- pH diagram för systemet As-Fe-O-S-H (vid 25 ºC och 1 atm, aktivitet
-6
ΣAs=ΣFe=ΣS=10 m). (Vink, 1995)
Arsenik bildar inte lätt sulfider, enbart under starkt reducerande förhållanden med hög
tillgång till sulfid. Det är As(III) som binder och bildar arsenitsulfid
(Naturvårdsverket, 2007 & Jay m.fl., 2004).
Intressant är att även jämföra stabilitetsdiagrammet för järn och svavel i en
vattenlösning eftersom järnets form har en betydande roll för arsenikens kemi i vatten.
Detta diskuteras mer i kommande kapitel 4.4.
4.4 Arseniks förmåga att binda till markpartiklar
Katjoner (+) och anjoner (-) har liknande sätt att binda till markpartiklar genom att
bilda innersfärs- och yttersfärskomplex. Innersfärs- och yttersfärskomplex kallas de
grupper av molekyler som bildas genom att binda till markpartiklarnas yta beroende
på hur bindningen uppstår. Innersfärskomplex skapar starka bindningar och
molekylen binder direkt till ytan på markpartikeln. Det kan även vara en katjon
bunden till en positiv yta. Yttersfärskomplex ger svagare bindningar som uppstår
genom elektrostatisk laddning. Det kan vara en jon omgiven av andra mindre laddade
joner som binder till ytan. Detta kallas också för adsorption. I Bilaga 5 finns mer
information om hur metaller binder till markpartiklar.
Metaller bildar ofta katjoner, men As som är en halvmetall bildar främst anjoner i
lösning. Koncentrationen hydroxidjoner OH- påverkar As förmåga att sorberara till
- 17 -
markpartiklar, till skillnad från katjoner som är beroende av H+. Detta beror på att
anjonerna inbördes konkurrerar om de specifika platser på markpartiklarna. Vid höga
pH, vilket innefattar en hög koncentration OH- binder arsenikens anjoner i mindre
utsträckning till markpartiklarna, se Figur 4.6. Anjoner är därmed mer rörlig i neutrala
och basiska miljöer än sura (Löfgren m.fl., 2003). Innebörden av detta blir även att
vid låga pH är fler negativa joner adsorberade än positiva.
Andel adsorperande joner (%)
100
katjon
anjon
50
0
pH ökande
Figur 4.6
En schematisk bild som visar över adsorption till markpartiklar av anjoner
respektive katjoner som funktion av pH utifrån Löfgrens m.fl. (2003) och
Drever (1997).
Arsenik binder hårt till metalloxider genom ytkomplexbindning och då främst till
Fe(III) i form av Fe(OH)3 och Al(III) i form av Al(OH)3 och blir därmed mindre
mobil. As(III) binder svagare och är mindre beroende av pH än As(V)
(Srace m.fl., 2004). Arsenik (V) binder vid lägre pH-värden både till järn- och
aluminiumoxider. I Figur 4.5 kan As och järnets olika former utläsas i
stabilitetsdiagrammet.
Arsenik(V) (HnAsO43-n) bildar innersfärskomplex med metalloxidernas yta. I Figur
4.7 och 4.8 illustreras oxidernas uppbyggnad och ytladdningar. Det går två
metalljoner (med vardera en syreatom) för att binda en arsenatjon. Det vanligaste
komplexet som bildas är järnarsenat (Sherman m.fl., 2003). Arsenik(V) ändrar
struktur med pH och de olika formerna har skild adsorptionsförmåga, vilket innebär
att adsorptionen är relativt komplex (Drever, 1997). Arsenikens form är därför viktig
att bestämma för att förstå urlakningsprocesser (Geogiadis m.fl., 2005) och bildningen
av järnarsenat bidrar till en naturlig reduktion av spridning av As till omgivande jord
och grundvatten (Sherman m.fl., 2003).
- 18 -
Al(III)
OH(-I)
Vattenmolekyl
(OH-jon som
tagit upp en
vätejon)
Figur 4.7
En schematisk bild av aluminium(III) – eller järn(III)oxids laddningsfördelning i
kanterna, till vilket arsenat As(V) kan binda till. I bilden står det enbart Al(III)
men de svarta cirklarna kan likväl illustrera Fe(III) (Eriksson m.fl., 2005).
Figur 4.8
I figuren visar strukturen av järnarsenat. När arsenat är bundet till två
järnmolekyler via två syre (Sherman och Randall., 2003).
Järnoxider i svenska jordar är vanligt förekommande, medan rena aluminiumoxider är
mer ovanligt och andra aluminiumstrukturer med liknande egenskaper förekommer
istället (Naturvårdsverket, 2007).
I studier med As(V) och As(III) och deras bindningsförmåga till järnhydroxid har det
visats att As(III) (AsO33-) binder svagare än As(V) (AsO43-). Arsenik(V) är sorberad
främst till järnhydroxiden från låga pH fram till ca pH 9 då den frigörs. Arsenik (III)
är helt protolyserad och neutral i största delen av pH intervallet och absorberas därför
inte lika starkt (Drever, 1997).
När förhållandena i marken förändras i redoxpotentialen kan As lösgöras
(desorberas). Järnoxiden löser sig vid reducerande förhållanden och övergår till Fe(II)
i grundvatten. När järnet frigörs och blir vattenlöslig frigörs även As och blir mer
mobil (Smedley och Kinniburgh, 2002). I reducerande miljöer ändrar även As sin
- 19 -
oxidationsform från femvärd till den mer toxiska trevärda formen (Sracek m.fl.,
2004).
Bindningsstyrkan till markpartiklarna beror av dess laddning och sammansättning,
pH, redoxpotential samt på yttre faktorer som specifik yta och salthalten (Smedley
och Kinnigburgh., 2002). Både löst och partikulärt bundet Fe minskar med en ökande
salthalt (Johansson, 2005) och troligen frigörs därmed mer As om salthalten höjs.
I naturen samverkar As med andra ämnen beroende på dess former och koncentration.
Fosfat och As tillhör samma grupp i det periodiska systemet, vilket innebär att de har
liknande elektronegativa egenskaper på grund av dess elektrontruktur. Arsenik och
fosfat konkurrerar därför om samma platser på jordpartiklarna.
Andelen As som binds till lermineral och humusämnen är mycket liten, nästan
obefintlig (Naturvårdsverket, 2007). Dock har lermineralhalten betydelse indirekt på
grund av dess stora specifika yta som kan binda metalloxiderna. Det organiska
materialet har påverkan genom att konkurrera om adsorptionsplatser på
metalloxiderna, likaså gör sulfat (Bauer och Blodau, 2005 & Naturvårdsverket, 2007).
Utlakning av ämnen från fasta partiklar till löslig fas i lakvattnet är beroende av pHvärde. I skakförsök med olika pH på lakvattnet (även i detta fall kallat för eluatet) har
kurvor skapats som visar sambandet mellan urlakningshalt och pH, Figur 4.9. För de
flesta metaller som är positivt laddade lakas de lättare ut vid lågt pH. Arsenik som är
negativ lakas lättare ut vid högre pH. Arsenik har ett urlakningsminimum vid ungefär
pH 7 (Naturvårdsverket, 2006b).
Figur 4.9
Halten av olika föroreningar i lakvatten från skaktester som funktion av pH.
Eluat betecknar här lakvattnet (Naturvårdverket, 2006b).
4.4.1 Parameter för lakbarhet: Kd-värde
Föroreningens lakbarhet, d v s hur ett ämne fördelar sig mellan det suspenderade
materialet (exempelvis mineralpartiklar) och porvatten, redovisas i form av
fördelningsvärde, Kd-värde (l/kg). Kd-värdet är kvoten mellan andelen bundet och
- 20 -
andelen i löst form. Ju hårdare bundet ett ämne är, därmed blir lakbarheten och
spridningsrisken mindre, desto högre Kd-värde får det (Pettersson m.fl., 2006).
Kd =
Halt i fast fas (mg / kgTS )
Halt i löst fas (mg / l )
Kd-värdet kan bestämmas experimentellt på laboratorium eller utifrån fältdata, dock
beror värdet av koncentrationen, kemisk miljö, partikelsammansättning, temperatur
och pH (Domenico och Schwartz, 1997). Kd-värdet används tillsammans med
vattenströmning för att uppskatta framtida läckage av ett ämne från ett förorenat
område men också till grund för att bestämma platsspecifika riktvärden (se Bilaga 2).
Flera metoder, som till exempel Freundlich, har skapats för att kunna prediktera
metallers lakbarhet från förorenat material eller en plyms utbredning.
Det generella Kd-värdet för As antas vara 30 l/kg (Naturvårdsverket, 1997b). I
Naturvårdsverkets rapport (2006) analyseras Kd-värden från skakförsök från olika
sammansättningar av ämnen. Utvärderingen indikerar att CCA-förorenad (Cr, Cu och
As) jord har lägre beräknade jämfört med experimentella data från samma objekt.
Resultatet beror förmodligen på att metallerna är bundna till mer lättlösliga ämnen,
därmed mer lakbara. Andra studier påvisar att Kd är betydligt högre än
Naturvårdsverkets generella värde (Nyhlén, 2004). Arsenikhalten i jorden har
betydelse för storleken på Kd-värdet. En ökande arsenikhalt i jorden ger ett minskande
Kd-värde, sambandet är linjärt och innebär att mer As lakas ut vid högre halter
(Naturvårdsverket, 2007 & Naturvårdsverket, 2006a). Jämförelse mellan skakförsök
och perkolationstest har visat att perkolationstest påvisar upp till tre gånger högre
urlakning av As (Naturvårdsverket, 2006a).
- 21 -
5 Metod och utförande
I detta kapitel beskrivs metoder och utförande av olika moment både ute i fält och
laboratoriet. I fält togs prov av både jord och grundvatten, vilket beskrivs först.
Därefter förklaras vad som utfördes i den laborativa delen av denna rapport, vilken
har utförts vid Chalmers Miljökemiska laboratoriet V och innefattas av förstudie,
skakförsök och fraktionsuppdelning. Före utförandet om skakförsöket kommer även
ett stycke med grundläggande information om skakförsök. Avslutningsvis i detta
kapitel redogörs för vilka analysmetoder som använts för att analysera metaller och
As i dess olika former.
5.1 Provtagning i fält
5.1.1 Markprover
Den 18 september 2007 utförde NCC Teknik en markundersökning vilken omfattades
av 11 provpunkter med jordprover som togs genom asfalten inom främst det
gråmarkerade området (område A), Figur 5.1. I samband med detta sparades
jordprover som kom att användas i detta arbete.
GA2
GA3
GA9
GA4
GA1
Gr
GA8
GA10
GA5
GA6
GA7
GA11
Figur 5.1
Karta över grundvattenrör (gröna/grå cirklar) som är satta i området. Det
gråmarkerade området på kartan är det högförorenade området. Den blåa
(gråa) linjen är en dagvattenledning. Hela ledningen är inte utritad. Kartan är
en principskiss och därmed inte skalenlig. De inringade punkterna har även
arsenikspeciering utförts.
- 22 -
Jordproverna togs med en skruvborr på bandvagn genom asfalten till ca 2-3 m djup
och hissades sedan upp. Det yttersta lagret av jorden skrapades bort för att inte få med
jord från överliggande lager när skruven drogs upp. Skruvens längd delades in i
halvmetrar efter måttstock. Jord från de olika delarna skrapades ned i plastpåsar och
märktes. Markproverna transporterades direkt till analys för totalhaltsbestämning av
metaller. De analyserade markproverna lagrades i kyl ca 12 veckor innan
experimenten i detta arbete utfördes på utvalda prover (se Tabell 5.1).
5.1.2 Grundvattenprov
Vattenprov har tagits från befintligt grundvattenrör (Gr) som sattes vid NCCs
miljötekniska markundersökning inom det högförorenade området, samt 11 stycken
nyare grundvattenrör GA1-GA11 som sattes i samband med Golder Associates
undersökning. På kartan (Figur 5.1) finns samtliga rör utmärkta. Grundvattenprov
togs vid tre tillfällen (2007-11-21, 2007-12-19 och 2008-02-02) togs prov från
området. Vid varje tillfälle togs prov ur Gr, medan endast vid det andra tillfället
(2007-12-19) togs grundvattenprov ur de övriga rören.
Den 21 november 2007 utfördes en provpumpning av grundvatten inom området, dels
för att få en bild av de hydrologiska förhållandena men också för att få ett
grundvattenprov till analys. Provtagningen gjordes med en liten elektriskt pump
nedsänkt under vattenytan. Två grundvattenrör fanns sedan tidigare på plats, men det
ena var tyvärr igenslammat av bentonit från tätning av röret.
Grundvattenröret (Gr) omsattes 5 gånger genom att pumpa ut det gamla vattnet, och
sedan vänta en stund för att låta nytt vatten rinna till. Detta för att inte ta ett prov på
vatten som stått en längre tid i röret. Vatten pumpades direkt till ett provtagningskärl.
Kärlet bestod av en plastflaska med lock som fylldes helt för att inte få med syre i
provkärlet. Provet förvarades svalt och kördes direkt till laboratoriets inlämningsställe
för analys. Filtrering av grundvatten i fält misslyckades, eftersom filtret
(polyetersulfonmembran, porstorlek 0,45 µm) sattes igen efter det att endast några
droppar passerat.
I en grundvattenundersökning som utfördes av Golder Associates omsattes också
grundvattenrören (GA1-GA11), innan vattenprovet filtrerades (0,45 µm) och hälldes i
provkärlen. Proven skickades direkt efteråt till analys och resultaten från GA1-GA7
har använts som en jämförelse med resultaten från denna studie, övriga resultat
återfinns i Bilaga 10 (Golder Associates, 2008).
5.2 Utförande på laboratoriet
Vid laboratoriet hanterades samtliga prover med stor försiktighet eftersom As är
giftigt även i små mängder. Gasmask med anpassat partikelfilter och nitrilhandskar
har använts vid hantering av jordproverna. När jorden blandades med vatten ansågs
risken för dammpartiklar vara minimal och enbart handskar användes som personligt
skydd. Händerna tvättades ofta och nya handskar användes inför varje nytt moment.
- 23 -
Proverna hanterades i dragskåp när de inte skakades eller centrifugerades. Samtliga
kärl som varit i kontakt med jordblandningarna syradiskades före experimenten.
5.2.1 Förberedning av prover
Från totalt 52 tagna jordprover i 11 provtagningspunkter (2007-09-18) valdes femton
prover utifrån halten As för vidare undersökningar se Tabell 5.1. Proverna delades in i
3 föroreningsintervall;
•
•
•
Jord A, 15-40 mg As/kg TS
Jord B, 40-400 mg As/kg TS
Jord C, 400-3000 mg As/kg TS
Intervallen valdes för att få tre samlingsprover med olika grad av arsenikförorenad
jord. Gränsen för KM har Naturvårdsverket satt till 15 mg/kg TS och MKM till 40
mg/kg TS. Dessa gränser passade bra för att avgränsa intervallen enligt ovan.
Jordprover togs slumpmässigt ut mellan dessa intervall.
Tabell 5.1.
Prover till skakförsöket utifrån provtagning 2007-09-18
Prov - Nivå (m) Arsenik Torrhalt Mängd jord
nummer
(mg/kg TS) (%) inkl påse (g)
Jord A /Låg arsenikförorenad jord/
15-40
mg/kg TS
Jord B /Förorenad jord av arsenik
40-400
mg/kg TS
Jord C /Högarsenik förorenad jord
400-3000 mg/kg/TS
Typ av jord
0721
0,5-1,0
29
89
597
0724
2,0-2,5
18
74
612
sand (sjösand)
lera, sand
0725
0,4-1,0
20
81
740
siltig sand med slagg
0728
1,0-1,5
1,5-2,0
23
15
78
71
524
394
stenig grusig sand
sten grusig sand
0720
0,5-1,0
54
85
580
lera, sand (sjösand)
0723
0,5-1,0
88
85
604,4
(mullhaltig) sand
0726
0,5-1,0
75
83
361
sand, tegel, lera
0727
0722
0727
2,0-2,5
2,4-3,0
0,5-1,0
1,5-2
2-2,4
240
47
660
3000
460
67
68
76
76
78
386
498
396
297
182
lera
lera
lera, sand till 0,7 m, sand
sten grusig sand
sten grusig sand till 2,4
0730
0,5-0,7
430
77
46,7
tegel, grus, sand,lera
1,0-2,0
930
65
260
lera
De fem jordproverna som användes för vardera samlingsprov bearbetades och
blandades i en mortel, dock krossades inget material. Fraktioner över 10 mm i
diameter plockades bort för hand, dock fanns det mycket få gruskorn. De blandade
jordarna har sedan förvarats i diffusionstäta plastpåsar speciellt utformad för
provtagning av jord. Påsarna var förslutna och förvarades kylda. Torrhalt och
glödningsförlust utfördes enligt svensk standard (SS 02 81 13).
5.2.2 Förstudie
En förstudie gjordes först för att undersöka hur syresättning av skakvattnet kan
påverka resultatet. Den 27 november 2007 togs två jordprov från den högförorenade
jorden (jord C) på 100 g (inkl vatten) till var sin bägare. En bestämd mängd milli-Q-
- 24 -
vatten på 600 ml tillsattes, vilket resulterade i en L/S-kvot på ungefär 6.
Beteckningen L/S-kvoten uttrycker förhållandet mellan lakvätska och mängden fast
material (L=liquid och S=solid).
Det ena provet fick stå orört i en inert miljö med kvävgas försiktigt bubblande genom
vattenfasen. Den andra bägaren blev kraftigt omrörd med 300 varv/minut och fick
därmed fri syretillförsel, se Figur 5.1. De orörda jordprovet stod i 19 h och det
omrörda under 21 h.
Figur 5.1
Försöksuppställning för förstudien för att jämföra påverkan av syre och inert
miljö, till höger den omrörda syresatta bägaren och till vänster bägaren i inert
miljö av kväve. I de vita locken sitter en motor kopplad till en omrörare, som bara
sattes på för den omrörda bägaren.
Proverna filtrerades innan de lades i en kylväska och skickades till laboratoriet för
analys. Det omrörda provet var svårfiltrerat eftersom partiklarna höll sig svävande i
lösningen och därmed fastnade och satte igen filtret. Provet fick därför centrifugeras
innan det förfiltrerades (mikroglasfiberfilter, filterporstorlek 1,2 µm) för att sedan
enklare kunna utföra den tänkta filtrering (cellulosaacetatfilter, 0,45 µm) vilket
rekommenderas i skakförsöken. Det prov som varit i inerta miljön var enkelt att
filtrera och ingen centrifugering behövdes.
Förstudien gjordes om den 29 januari 2008. Jord C användes även här och tre
jordprover på 100 g vardera mättes upp. Vatten tillsattes till en L/S-kvot på 6. De två
första bägarna utsattes för samma miljöer som i den tidigare förstudien medan den
sista bägaren fick stå helt orörd i dragskåp. Jorden lades i bägaren och vatten hälldes
på utan att blanda om.
Bägaren som blivit kraftigt omblandad var mycket grumlig och centrifugerades i 15
minuter. De tre proverna vakuumfiltreras samtidigt genom ett cellulosaacetatfilter
- 25 -
(0,45 µm). Proverna överfördes till provkärl och skickades direkt till analys
transporterades i en kylväska med kylklampar.
5.2.3 Om laktester; skak- och kolonnförsök
Lakbarheten spelar en central roll vid sanering för att kunna bedöma riskerna på
området. Lakning är ett samlingsnamn för mobiliteten av ämnen från fast fas till löst
fas. Flera olika processer styr lakningen, se kapitel 4. Under de senaste 15 åren har
laktester utvecklats (för oorganiska ämnen) och standardiserats för att bestämma
urlakningen till yt- och grundvatten. Detta främst för att kunna kategorisera olika
typerna av jord som avfall. Laktester används tillsammans med yt- och
grundvattenprover för att bedöma totalhalten av olika ämnen. Det är bara en del av
totalhalten föroreningar i marken som lakas ut i dessa tester.
Laktester har blivit allt mer vanligt förekommande i samband med hantering av
förorenad jord, men ingen standardmetod är fastlagd. Det är därför svårt att använda
resultaten från en lakning för att bedöma risken och göra jämförelser med andra
jordar. Två huvudtyper av laktest finns:
-
skaktester
kolonntester (perkolationstester)
Skaktester är jord som skakas genom totalomblandning med destillerat vatten under
kort tid (oftast 6 h +18 h), vilket ska motsvara det värsta tänkbara fall. Kolonntester är
mer tidskrävande och mer verklighetstrogna då vatten perkolerar långsamt igenom en
kolonn fylld med jord. Testet pågår under 1-2 månader beroende på jordmaterialets
karaktär.
Resultat från perkolationstester och skaktester är ofta likartade, men för vissa ämnen
skiljer sig resultaten åt. Arsenik har visat tendenser till att ge en högre urlakning med
perkolationstest än med skakförsök och har tre gånger högre Kd från perkolationstest
än från skakförsök vid samma L/S-kvot (Naturvårdsverket, 2006a). De
standardiserade metoder som hittills används mest i riskbedömningssammanhang för
oorganiska ämnen är enligt Naturvårdsverket Hållbar sanering (2006a):
- skaktest enligt SS-EN 12457 -3 (L/S 2 och L/S 10) med avjoniserat vatten
- perkolationstest enligt SIS-CEN/TS 14405
I denna rapport används skaktestet som nämns ovan. Arbete pågår dock för att ta fram
laktester för saneringsprojekt och dessa laktester ska förslagsvis utföras med
kalciumklorid istället för avjoniserat vatten, för att efterlikna jordens naturliga
förhållanden. Kaliumklorid används redan nu i andra skakförsök för att bland annat
bestämma katjonutbyteskapaciteten.
Tvåstegsskaktest används mest och betraktas vara ett förenklat laktest och är både
billigare och snabbare än ett kolonntest (Naturvårdsverket, 2006a). Naturvårdsverket
har gjort underlagsrapporter som vägledning för att hjälp till att tolka olika laktest.
När ett laktest utvärderas måste hänsyn tas till:
- 26 -
•
•
•
att försöken pågår under kort tid
att lättlakade ämnen stannar kvar i vattnet och kan påverka de andra ämnena, i
verkligheten transporteras de bort
pH, redoxförhållanden, temperatur, närvaro av organiska syror, mikrobiell
aktivitet, mineralsammansättning, specifik yta
5.2.4 Skaktest
Skakförsök utfördes i största möjliga omfattning enligt svensk standard SS-EN
12457-3. Standarden utförs genom ett tvåstegs skakförsök (se standarden för utförligt
utförande). Med tvåsteg innebär att jorden skakas först med en L/S-kvot på 2 under 6
timmar och sen med en L/S-kvot på 8 i ytterligare 18 h (redovisas ofta som
L/S=2+8=10). Mellan skakningarna filtrerades lakvattnet och skickades för analyser.
Filtreringen utfördes med vakuumsug för att påskynda processen.
Jordmaterialet fördes därefter över till en större flaska och avjoniserat vatten tillsattes
(Milli-Q-vatten) till en L/S-kvot på 10. Det tidigare lakvattnet togs bort i största
möjliga omfattning. Provet skakades på nytt i 18 timmar innan ytterligare filtrering av
provet genomfördes.
Standarden frångicks i följande avseenden:
1. skakmaskinen roterade med 33 varv/minut istället för 10 varv/minut eftersom
rotationshastigheten inte var ställbar på skakmaskinen.
2. proverna förfiltrerades med glasfiberfilter (1,2 µm) innan de avslutades med
filtrering genom ett cellulosaacetatfilter på <0,45 µm.
3. i skakförsöket fick skakningen på 6 h göras två gånger med samma prov.
Proverna skakades 6h, försök enligt standarden med filtrering misslyckades,
proverna förvarades i kylskåp ett halvt dygn och skakades sedan om under 6 h.
Proverna centifugerades innan de filtrerades för att öka kontakttiden för
fastmaterial och vattenfasen.
4. flaskorna som skakats centrifugerades tills det suspenderande materialet sjönk
till botten, vilket varierade i tid för de olika proven.
5.2.5 Fraktionsfördelning/kornstorlek
Redan siktade prover erhölls från tidigare studier inom NCCs marktekniska
undersökning (Norin och Magnusson, 2007). Jordproverna hade torkats och siktats i
tre fraktioner, <0,125 mm, 0,125-4 mm och >4 mm i diameter på kornen. Torkning
och siktning utfördes vid NCC Roads laboratorium i Göteborg. Dessa fraktioner
överfördes till glasburkar och skickades för analys av metaller.
5.3 Analysmetoder
Vattenproverna behandlades olika beroende på om det önskades analysering av provet
med eller utan partiklar. Om vatten ska analyseras utan partiklar ska det filtreras
omgående efter provtagningen. Filtrering i fält är fördelaktigt, för att inte fördelningen
- 27 -
av ämnen mellan vattenfas och partikelfas ska förskjutas innan analys. Jämvikten kan
exempelvis i ett vattenprov förändras genom att As adsorberas till järnoxidpartiklar,
men kan även ändras av temperaturskillnader genom att utfällning- och
urlakningsreaktioner förändrar halterna. Det senare är dock oftast inget problem för
As (Baxter, 2007).
Vatten med
fina partiklar
As-filtrerat
Vattnet filtreras
genom 0,45 µm
därmed <0.45 µm
partiklar kvar i
vattenfasen.
Figur 5.2
Provkärl
As-dekanterat
Dekanterar provet,
partiklar kvar som
inte hunnit
sedimentera. Kan
sen syrauppslutas
eller analyseras som
provet är.
As-total
Skakar om flaskan,
alla partiklar med i
analysen, kan
utföras med
syrauppslutning eller
analyseras provet är.
Olika provberedningar beroende på vad som önskas analysera på i provet.
I Figur 5.2 visas tre olika huvudsätt att hantera vattenprover. Vattnet kan filtreras i fält
eller direkt innan analys, dekanteras (hällas av) eller syrauppslutas med alla partiklar i
provet. Dessa provberedningssätt kan även kombineras.
5.3.1 Lösta metaller
När provet filtreras kommer bara lösta metaller med i analysen och de bundna
metallerna är bortfiltrerade. Ett dekanterat prov innehåller lösta metaller men även de
bundna metaller som fästs på material som inte hunnit sedimentera. Vid utvärdering
av analysresultat måste hänsyn tas till att proverna troligen innehåller högre metallhalt
med det bundna materialet.
5.3.2 Totalhalten av metaller
Totalhalten av metaller i ett prov fås genom uppslutning genom att tillsätta syra till
hela provet, vilket frigör hårt bundna metaller. Totalhalten kan vara missvisande då
även metaller i de fina jordpartiklarna lösgörs. Provberedningen skiljer sig åt
beroende på om analysering av jord- eller vattenprov skall göras. Detektionsgränsen
är mycket låg för de flesta ämnena. Mätnoggrannheten beräknas ligga inom ett
konfidensintervall på 95 %. Mätosäkerheten uppskattas ändå till ± 20-35 %. Vid
- 28 -
jämförelse mellan två prov måste mätosäkerheten beaktas in, eftersom detta kan vara
skillnaden mellan proven.
Jordprover
Vid provberedning för totalhaltsanalyser i jordprover har provet först torkats innan ett
gram tas ut för mikrovågsuppslutning i salpetersyra och väteperoxid. Uppslutningen
görs för att frigöra alla metaller. Även svårlösliga former lakas ut i lösningen. Provet
filtreras eller centrifugeras beroende på partikelmängd innan det analyseras i en ICPAES (Inductively Coupled Plasma- Atomic Emission Spectroscopy).
Vattenprover
Vid provberedning för totalhaltsanalyser i vatten kan detta göras med
syrauppslutning. När provet syrauppsluts späds det med salpetersyra och kokas.
Metaller bundet till partiklar och till biologiskt material frigörs. Filtrering och
centrifugering görs om synliga partiklar finns i provet innan det injiceras i ICP-AES.
Om filtrering enbart görs med ett filter med porstorlek på 0,45 µm kommer enbart
vattenlösliga metaller att kunna analyseras. Filtreringen måste ske så snabbt som
möjligt efter provtagning för att inte jämvikten mellan partiklarna ska förändras.
Mätnoggrannheten beräknas ligga inom ett konfidensintervall på 95 %.
5.3.3 Arsenikspeciering
I en specieringsanalys kan fyra former av As detekteras; As(III), As(V), MMA och
DMA. Metoden kan appliceras på både jord och vattenprov. Arsenikspecieringarna är
utförda vid Analytica, Luleå.
Jordprov
När det är dags för analys behandlas ett gram jord med fosfatbuffert för att laka ut As.
Fosfatjonerna tar arsenikens platser runt markpartiklarna och frigör lättlösliga jonerna
som faller ut i lösningen. Lösningen centrifugeras för att sedan filtreras. Precis innan
provet ska gå in i analyseras med IC-ICP-MS (Ion Cromatography Inductively
Coupled Plasma - Mass Spectrometry) surgörs provet till 0.07 M med HNO3. En
mycket liten mängd prov appliceras. Detektionsgränsen för As med hjälp av IC-ICPMS är för jordprover 2 ng/g och för vattenprover 0.1 µg/l (Baxter, 2008).
Eftersom arsenikens former är relativt stabila och reduktion/oxidation går relativt
långsamt tillsätter man ingenting för att konservera provet, att därmed bevara
ursprungsformerna av As. Att tillsätta syra skulle istället kunna bidra till att formerna
förändras. Analysen är inte ackrediterad för laboratoriet (Analytica) och därmed är
ingen mätosäkerhet fastställd.
Vattenprov
I vattenproverna behöver inte fosfatbuffert tillsättas utan de filtreras genom porstorlek
0.45 µm direkt. Vattenblandningen filtreras för att inga partiklar ska fastna i
analysapparaturen. Analysen utförs sedan på samma sätt som jordprovets extrakt.
- 29 -
5.3.4 Övriga analyser
På jordarna A,B och C har även en bestämning av polycykliska aromatiska kolväten
(PAH:er) gjorts däribland naftalen. Mätningen utfördes vid Analytica med GC-MS.
Mätosäkerheten varierar mellan 25 och 30 %. Även klorfenoler har analyserades på
tre samlingsproverna med GC-ECD (Gas Chromatography - Electron Capture
Detector) och GC-MS-NCI (Gas Chromatography - Mass Spectrometry - Negative
ion Chemical Ionization detection).
På Chalmers Miljökemiska laboratorium V har även flera av proverna analyserats för
metaller. Proverna har i de flesta fall filtrerats och surgjorts och har analyserats med
ICP-MS. Bara enstaka prover ifrån Chalmers redovisas eftersom det inte är ett
ackrediterat laboratorium och osäkerheten för As analyserna är stor, bland annat
beroende på kloridhalten i provet. Resultaten för As från Chalmers skiljer sig i vissa
prov kraftigt åt ifrån de ackrediterade laboratoriernas resultat.
- 30 -
6 Resultat och diskussion
I kommande kapitel kommer resultat från laboratorieförsök och analyser från de
sammanblandade
markproverna,
fraktionsuppdelade
markprover
och
grundvattenprovtagning att redovisas samt diskuteras. Ett urval av parametrar
redovisas i rapporten medan övriga analyserade parametrar finns i Bilaga 6-10. Sist i
detta kapitel kommer en övergripande diskussion baserad på samtliga resultat i
studien.
6.1 Markprover
Samlingsproverna av jord (A-C) analyserades för torrhalt, glödningsförlust (se
kapitel 5.2.1, organisk halt) och olika metaller samt en speciering av arsenik.
Resultaten för torrhalt, glödningsförlust och totalhalt av As presenteras i Tabell 6.1.
Jord B och C hade lika hög vattenhalt, medan för jord A var den något lägre. Detta
indikerar att jord A utgjordes av en större kornstorleksfördelning.
Tabell 6.1
Jämförelse mellan torrhalt, organisk halt (glödningsförlust) och total As i de
blandade jordarna A, B och C
Jord
A
B
C
Torrhalt [%]
81
75
75
Glödgningsförlust
[%]
1,5
1,5
1,5
Totalhalt As
[mg/kg TS]
41
71
1520
Samtliga tre prover innehöll låga halter organiskt material (1,5 %). När proverna varit
i ugnen för bestämning av glödgningsförlusten ändrade jorden färg från brun till starkt
rödbrun. Jordarna är rikligt förekommande på Fe som oxiderats och gav upphov till
den röda färgen.
Totalhalt av 16 olika metaller och fosfor analyserades på de tre samlingsproverna,
resultaten redovisas i Figur 6.1. Tre olika skalor visas i figuren för att det enklare skall
kunna urskiljas olika metallhalter. De tre jordprovens sammansättning av olika
metaller jämförs för att senare korreleras till urlakad mängd As.
- 31 -
120000
2500
2000
Metallhalt [mg/kg TS]
Metallhalt [mg/kg TS]
100000
80000
60000
Jord A
1500
1000
500
Jord B
40000
0
Jord C
As
Be
Cd
Co
Cr
Hg
Li
Li
Mn
Mn Mo
Ni
Mo
Ni
P
Pb
Sr
V
Zn
20000
0
Fe
Figur 6.1
Al
Cu
As
Be
Cd
Co
Cr
Hg
P
Pb
Sr
V
Halter av metaller och fosfor i jord för samlingsprov A (lågförorenad av As), B
(förorenad av As) och C (högförorenad av As).
Jord A som innehöll förhållandevis låga halter av As, 40 mg/kg TS, i förhållande till
jord B och C hade dock höga halter av järn (Fe, 10%), mangan (Mn), koppar (Cu), bly
(Pb) och zink (Zn). Jord A hade förutom As även en lägre halt av aluminium (Al).
Jord B innehöll något högre arsenikhalt, 71 mg As/kg TS, än jord A som hade lägre
halter av metaller och fosfor än de övriga jordarna. Jord B avvek genom att ha lägre
halter av bland annat Fe och Zn. Jord C hade markant högst arsenikhalt, 1520 mg/kg
Ts, men även mycket högre halter av Fe (6%) och Cr och något högre Al (2%) och
fosfor jämfört med jord A och B. Jord C innehöll lägre halter Pb, Mn och Zn jämfört
med de övriga.
Speciering av As, se Figur 6.2, ger viktig information eftersom arsenikens form styr
halten som lakas ut (Smedley och Kinnigburgh, 2002). Markproverna hade höga
As(V) arsenathalter. Detta kan förklaras eftersom jorden var omättad på vatten och är
därmed i en oxiderande miljö. Om man jämför förhållandet As(III) arsenit och As(V)
i jord C hade denna ungefär 80 gånger högre andel As(V) än As(III). Jord A och B
hade också högre andelar As(V), 20 respektive 70 gånger. Liknade förhållande mellan
olika arsenikformer har Georgiadis m.fl. (2005) påträffat i jordprov från marktekniska
undersökningar i Florida.
Arsenik(III) är mer mobil eftersom den inte bildar starka innerfärskomplex med
järn(III)oxid. Arsenik(V) är däremot mer svårlöslig och svår att få med i analysen.
Detta beror på att syrauppslutning innan utförande av analys för speciering inte kan
användas, eftersom då skulle As(III) kan oxideras till As(V). Jordproverna innehöll
troligen därför ännu mer As(V) i förhållande till As(III) än vad som analyserats.
Denna tes styrks av Georgiadis m.fl. (2005) som undersökt olika urlakningsmetoder
som inte ska påverka ursprungsformerna av As. Endast låga halter MMA och DMA
- 32 -
analyserades i samtliga jordar, vilket var förväntat eftersom organiska ämnen främst
finns i levande organismer eller organiskt material (Georgiadis m.fl., 2005; Smedley
och Kinnigburgh, 2002).
45
0,6
40
Arsenikhalt [mg/kg TS]
30
25
20
Jord A
Jord B
Jord C
15
Arsenikhalt [mg/kg TS]
0,5
35
0,4
0,3
0,2
0,1
0
As(III)
DMA
MMA
10
5
0
As(V)
Figur 6.2
As(III)
DMA
MMA
Koncentrationer av arsenat As(V), arsenit As(III), dimetylarseniksyra DMA och
metylarseniksyra MMA i samlingsproven av jord A) lågförorenad av As, B)
förorenad av As och C) högförorenad av As.
När specieringens totalhalt jämförs med totalhaltsanalysen för As skiljer sig resultaten
kraftigt åt genom att totalhaltens värden är upp till ca 80 gånger större än
specieringens totalhalt. Detta beror på att provbredningen är olika inför de olika
analyserna. Innan speciering behandlas prover med fosfatbuffert för att laka ut As.
Bufferten frigör endast As som är svagt bundet till jorden, men inte den As som finns
i svårlösliga föreningar (Baxter, 2008). För provberedning för totalhaltsanalyser i
jordprover har mikrovågsuppslutning i salpetersyra samt väteperoxid använts och
även den hårt bunden As i proverna frigörs.
6.2 Fraktionsfördelning
Analyssvaren från fraktioner uppdelade i intervallen <0,125, 0,125-4 och >4 mm visar
att störst andel As är bundet till den minsta fraktionen. När kornstorleken ökar
minskar arsenikhalten, se Figur 6.3. I Bilaga 6 redovisas metallhalterna i tabellformat.
Resultaten visar att den finare fraktionen <0,125 mm av jorden hade en högre
arsenikhalt än de grövre fraktionerna. En konsekvens av detta kan vara att även jord A
innehöll den lägsta halten As, eftersom torrhalten var högre än de övriga jordarna.
Jord A hade troligen större markpartiklar som inte binder lika mycket As.
Den specifika ytan per viktenhet (m2/g) är en väsentlig faktor för andel As som kan
finnas bundet till markpartiklarna. Vid lägre pH är ofta markpartiklarnas ytor positiva,
till vilka anjoner sorberas. Ytorna binder även metalloxider (Eriksson, 2005). I en
- 33 -
studie med jord från ett arsenikförorenat område i Konsterud, Sverige har liknande
slutsatser kunnat dras som i denna studie (Battacharya m.fl., 2001).
14000
900
800
700
Arsenikhalt [mg/kg TS]
Arsenikhalt [mg/kg TS]
12000
10000
8000
600
500
400
300
200
6000
NCC 0701 0,05-0,5 m
0
NCC0701 1-1,5 m
4000
100
Fraktioner
<0.125
0.125-0.4
>0.4 mm
NCC0704 0,5-1 m
NCC 0714 0-0,5 m
2000
NCC 0714 0,5-0,8 m
0
Fraktioner
Figur 6.3
<0.125
0.125-0.4
>0.4 mm
Arsenikhalten i jord uppdelad efter kornstorlekarna. Fraktionerna som
undersökts är <0,125, 0,125-0,4 och >0,4 mm.
Arsenikhalten minskade kraftigt mellan fraktionerna när arsenikhalten var hög, medan
vid lägre halter är minskningen mellan fraktionerna mindre. De övriga analyserade
metallerna minskade också med ökande kornstorlek, vilket också stämmer överens
med tidigare resultat på jorden från Konsterud.
När relativt låga halter av As erhölls minskade inte värdena lika mycket emellan
fraktionerna. I Figur 6.4 redovisas de två jordproven med lägsta arsenikhalt, samt
gränsvärdena för KM och MKM. Om den minsta partikelfraktionen avlägsnas från
jorden kommer halten inte under känslig markanvändning på 15 mg/kg TS. För att
kunna komma under denna nivå måste materialet troligtvis även tvättas. I USA har
metoden med jordtvätt varit framgångsrik för tungmetaller (Battacharya, 2001).
- 34 -
60
50
Arsenikhalt
[mg/kg TS]
40
30
20
10
0
Figur 6.4
Fraktioner
<0.125
0.125-0.4
>0.4 mm
Arsenikhalten i ett jordprov uppdelat efter kornstorlekar. I diagrammet visas de
två jordproven med lägst arsenikhalt.
Arsenik och järn har ett linjärt samband mellan halt i fraktioner, vilket redovisas i
Bilaga 6. Arseniken i fraktionerna ligger troligen i järn(III)arsenat.
6.3 Förstudie
Förstudiens huvudsyfte var att studera vad som händer med As, när syre tillförs
genom att röra om en bägare med vatten och jord. Hypotesen var att mer As skulle
lösgöras under omblandningen jämfört med bägare utan omrörning och under en inert
atmosfär av kväve. Förstudien gjordes två gånger med jord C eftersom det visade sig
vara svårt att filtrera vattenfasen, samt att i första försöksomgången kom proverna på
villovägar och analyserades inte inom avsatt tid. Båda förstudiernas resultat redovisas.
Den andra förstudien breddades genom att preparera en extra bägare med jord som
bara fick stå och utan kvävgas. Dessutom analyserades andra förstudien om efter två
veckor i kylskåpet för att se om resultatet blev förändrat. Förstudiernas resultat
redovisas i Bilaga 8.
6.3.1 Första förstudien
Resultatet från den första förstudien visas i Tabell 6.2 samt i diagram i Bilaga 8.
Totalhalten As analyserades i detta försök vid Chalmers. Arsenik var betydligt högre i
vattenfasen i det omrörda provet än i den inerta miljön. Dock var andelen urlakad As
mycket låg (ca 1 %) i det omrörda provet och betydligt mindre än en procent i
bägaren med inert miljö.
- 35 -
Tabell 6.2
Resultat ifrån den första förstudien.
Omrörd bägare
Kvävgas i bägare
Halt/ relativ halt
[µg/l]
[%]
[µg/l]
[%]
Total As-halt*
2500*
300*
Urlakad As/ mängd
1,3
0,16
As i jorden (%)
Arsenit As(III)
47
92
62
67
Arsenat As(V)
2,5
5
30
32
DMA
1,1
2
0,45
0,5
MMA
0,54
1
0,35
0,5
Σspecierna
51
93
* Proven är analyserade via Chalmers, ingen filtrering har skett utan endast
dekantering.
När specieringens halter summeras framgår att resultatet blev det omvända gentemot
totalhalterna. Proverna är dock inte helt jämförbara eftersom det omrörda provet var
mycket svårfiltrerat. Partiklarna sedimenterade långsamt och lösningen delade sig i
två vattenfaser. Den ena vattenfasen var svagt grumlig, medan den andra kraftigt
grumlig och partiklarna hölls svävande i fasen. De båda faserna blandades för att få
ett representativt prov. Provet fick centrifugeras för att sedan kunna filtreras.
Filtreringen utfördes i två steg med förfiltrering (1,2 µm) och efterfiltrering (0,45
µm). Efter att några droppar filtrerats igen satte filtret igen och blev hydrofobt.
Lakvattnet från den bägaren med inert miljö filtrerades enbart en gång och rann utan
större problem igenom filtret.
Specieringens relativa halter skiljer sig en del framförallt i förhållandet mellan As(III)
och As(V). De båda bägarna hade högst halt As(III), men den inerta miljön hade
förhållandevis även hög halt As(V).
6.3.2 Andra förstudien
Problemen som uppstod i första förstudien undveks genom att centrifugera hela
provet direkt. Endast den omrörda bägaren blev centrifugerad i ca 10 minuter innan
samtliga filtrerades utan förfiltrering.I bägaren med inert miljö hade störst mängd As
urlakats än från de två övriga.
Resultatet från den andra förstudien redovisas i Tabell 6.2 och i Bilaga 8. Resultatet
denna gång gav lägre halter av samtliga arsenikformer trots att samma jord använts
som i förstudie 1. Jämfört med den första förstudien hade lägre arsenikhalt lakats ut.
De relativa halterna av specierna stämmer bra överens inom denna förstudie. Största
delen urlakad As var As(V) på ca 90 %, vilket var väntat eftersom jorden innehöll
höga halter av As(V).
- 36 -
Tabell 6.3
Resultat från förstudie 2 av arsenikhalter i samt metallerna järn, mangan och
aluminium
Omrörd
Kvävgas i
Orörd bägare
bägare
bägare
halt/ relativ halt [µg/l]
[%]
[µg/l]
[%]
[µg/l]
[%]
Total As-halt
21
33
12
Total As-halt
15*
25*
5*
As (urlakad As/
0,065
0,17
0,11
mängd As I
jorden)
Arsenit As(III)
1,4
6
1,3
3
1,4
10
Arsenat As(V)
20
89
38
94
13
89
DMA
1,1
5
0,6
2
<0,1
<0,5
MMA
<0,1
<0,5
0,4
<1
<0,1
<0,5
Σspecierna
23
40
15
Fe
73
39
52
Mn
82
96
110
Al
403
62
81
* Proven är analyserade via Chalmers, ingen filtrering har skett utan endast
dekantering.
I den omrörda bägaren har mest Fe och Al lakats ut, men arsenikhalten är inte högst i
den omrörda bägaren. Provet centifugerades innan filtrering och på botten av
centrifugflaskan fanns ett mörkt lager på botten och ett tunnare ljust lager över.
Arseniken kan ha fällts ut och bildat komplex genom att binda till Fe och
aluminiumoxider som också frigjorts. Komplexen har sedan sjunkit till botten med
centrifugeringen.
Lägst halt As har lakats ut ifrån den orörda bägaren och högst från bägaren med
kvävgas. Bägaren med kvävgas har ingen syretillförsel men en låg cirkulation i
vattnet av kvävgas. Reducerande förhållanden löser As, vilket detta styrker.
Cirkulationen som uppkommer av kvävgasen kan även påverka att As frigörs från
markpartiklarna. Den orörda bägaren har ingen direkt syretillförsel men vattenytan
står i jämvikt med luften och därmed syre i ytan. Den omrörda bägaren som har
kraftig syretillförsel fäller troligen ut mest As, men syret stimulerar komplexbildning
och vid centrifugering och filtrering avlägsnas komplexen.
I första förstudien tog det längre tid för proverna att komma till analys än beräknat,
därför studerades tidsfaktorn till analys i andra omgången. Andra förstudien
analyserades direkt efter inkommande på laboratoriet (Analytica) samt efter cirka två
veckors kylskåpsförvaring. Resultatet från båda analysomgångarna redovisas i
Bilaga 8. Halterna är relativt lika, dock har As(III)halten reduceras i den omrörda
bägaren till nästan halva värdet samt bägaren med kvävgas under förvaringen. Troligt
är att As(III) oxiderats till As(V), trots att inte As(V)-halten har höjts i det senare
resultatet.
6.3.3 Resultat sammanställt från båda förstudierna
Resultatet från de båda förstudierna skiljer sig åt både i totalhalter och i
arsenikspeciering. Detta visar svårigheter i tolkning av resultat trots att jordarna
behandlas på liknade sätt blir resultaten avvikande från varandra.
- 37 -
I första förstudien är de urlakade arsenikhalterna betydligt högre och resultatet av
specieringen visar att As(III) är den dominerande formen. I denna omgång var
filtreringen av det omrörda provet svårare eftersom proverna centrifugerades kortare
tid samt lägre tid till analys. Båda bägarna har troligen innehållit mer As(V), men
bildat komplex dels innan filtrering samt efter filtreringen på väg till analys. I andra
omgången av försöket var de urlakade halterna lägre i proven samt att specieringen
visade att As(V) dominerade. De relativa halterna av specierna i andra försöket var
ungefär lika i de tre bägarna.
Vid summering av speciernas halter i båda förstudierna kan det konstateras att en
reducerad miljö, här med hjälp av kvävgas, löser arsenik. Arseniken blir i lös form
och bildar inte komplex med järn- eller aluminiumoxider. Arseniken avlägsnas inte
genom att det fastnar i filtret utan är i jonform och passerar enkelt.
En trolig orsak till skillnaderna i halter mellan förstudierna, trots att samma
samlingsjord använts, är att samlingsjorden inte är tillräckligt homogeniserad. Vid
provtagning av jorden syntes blå/grön/grå fläckar, vilket förmodligen var metaller.
Om en liten mängd koncentrerad As hamnar i en bägare kan det påverka i stor
omfattning. En annan skillnad mellan försöken var att jorden lagrades i kylskåp några
veckor mellan försöken. I första förstudien lösgjordes den mest mobila formen
As(III), medan senare As(V) som binder hårdare. En möjlig förklaring kan vara att
påsarna innehåll i kylen oxiderats och därmed arseniken till As(V). Arsenik(V) är
mindre urlakningsbar och As var därmed hårdare bunden till partiklarna i andra
förstudien.
6.4 Skaktester
När skaktesterna utfördes gjordes analyser endast av totalhalter eftersom skakningen
skulle syresätta proven och därmed ändra form på As. I Tabell 6.3 redovisas
arsenikhalterna efter 6 h och 18 h skakning. Resultaten är egentligen lite missvisande
eftersom den första skakningen varade totalt i 6 h, men två gånger med
kylskåpsförvaring i ca 14 h däremellan. Jorden hade alltså varit i kontakt med vattnet
en längre tid än enligt standard.
Efter 6 timmars skakning hade lakvatten från jord C högst arsenikhalt, dock var jord
B:s halt inte mycket lägre. Detta är en intressant observation eftersom jord C
innehåller ungefär 20 gånger högre arsenikhalt. I verkligheten lakas arseniken ut med
vatten som hela tiden späds av omkringliggande vatten. I ett skakförsök kan möjligen
istället en mättnadssituation uppstå och en maximal koncentration i lakvattnet uppnås.
Därefter adsorberas arseniken på markpartiklarna igen. Jämviktsreaktioner har
konstaterats mellan As och Fe om antalet sorptionsplatser (Harvey m.fl., 2002). Dock
är det inte troligt att jämvikten motverkat urlakning här eftersom i andra skakförsöket
skiljde sig halterna åt.
Efter ytterligare en skakning i 18 h visade det sig att jord B lakat ut en högre
arsenikhalt i lakvattnet än jord C. Jord B hade även en högre urlakningshalt andra
skakningen jämför med den första på 6 h. Från jord A och C lakades det ut lägre
halter än vid 6h. Det kan bero på att jord A och C innehöll höga halter av Fe, Mn och
Al från vilka As frigjordes mest i första skakförsöket. Till det andra försöket var As
- 38 -
hårdare bundet till jordmaterialet och kunde inte frigöras och laka ur i samma
omfattning. Jord B innehöll inte lika mycket Fe och aluminium som kan binda As
utan den lakas ut.
0,04
0,035
Arsenikhalt [mg/l]
0,03
0,025
Jord A
0,02
Jord B
Jord C
0,015
0,01
0,005
0
6h
18h
Tid som jorden skakats
Figur 6.7
Totalhalten av arsenik i vattenfasen efter att de olika jordarna har skakats ett
visst antal timmar.
I Tabell 6.4 är också ett Kd-värde uträknat för att få ett värde på urlakningen. Ett högt
Kd-värde innebär en starkare sorption till jordpartiklarna medan lågt värde innebär
större urlakning.
Tabell 6.4
Jord A
Jord B
Jord C
Analysresultat och Kd-värde ifrån skakförsök
As-halt
i jord
[mg/kg
TS]
As-halt i
lakvatten
efter 6h
[mg/l]
As-halt i
lakvatten
efter 18h
[mg/l]
Kdvärde
efter 6h
[l/kg]
41
71
1500
0,0017
0,031
0,034
0,0015
0,038
0,028
24 000
2 300
45 000
Kdvärde
efter
18h
[l/kg]
27 000
1 900
54 000
Fe-halt i
jorden
[mg/kg
TS]
100 000
25 000
68 000
Al-halt
i
jorden
[mg/kg
TS]
8 500
19 000
21 000
Lägst Kd-värde har jord B och högst har jord C i båda skakningarna.
Detta innebär att minst urlakning sker från den högförorenad jorden, vilket är ovanligt
eftersom Kd-värdet ofta minskar med ökad metallhalt i jorden. Detta innebär också att
Kd-värdet generellt ökar vid lägre halter As i jorden och det är svårt att laka all As ur
en akvifer (Smedley och Kinniburgh, 2002). Alla kd-värden är över 1000, vilket är
högt och innebär en stark sorption av As i alla tre jordarna. Ett generellt värde på Kd
är satt till 30 l/kg och studier har visat att jord förorenad med CCA-impregnering gett
relativt hög urlakning (Naturvårdsverket, 1997a). Perkolationstest i samma jämförelse
studie av Naturvårdsverket gav i förhållande till skaktest upp till tre gånger högre
urlakning av As. Det är troligt att resultatet skulle ha visat liknande tendenser om
perkolationstest utförts, eftersom att grundvattenprover från både det högförorenade
området samt omgivningen innehöll höga halter av As.
Vid en jämförelse mellan halterna i skakförsöket och riktvärden för skaktester av
olika typer avfall faller värdena in under inert avfall (Bilaga 2). Detta känns orimligt
- 39 -
eftersom halter i jorden överstiger farligt avfallsgränsen (> 1000 mg/kg TS) uppmäts i
samlingsjorden (1500 mg/kg TS).
Värdena på Kd är för jord A och C ligger inom intervallet för att As som binds till
rena järnoxider (Smedley och Kinniburgh, 2002). I deras sammanställningen påpekas
att intervallet för Kd-värdet är stort, från 7000 till >1000 000 l/kg. Höga Kd- värden är
även funna för As i manganoxider men lägre för aluminiumoxider. I Jord A och C
fanns 10% respektive 6 % Fe och nästan 1% respektive 2% Al. Koncentration av As
och dess förekommande former samt pH och andra ämnen som interagerar om
sorptionplatserna som till exempel fosfor har betydelse för Kd-värdet.
I jorden som ingår i denna studie har kontrasterats att As(V) är den dominerande
formen, vilken sorberar starkare än As(III) till partiklar. Om största andelen As istället
varit As(III) hade troligen mer lakats ur (Bhattacharya m.fl., 2001; Smedley och
Kinniburgh, 2002).
6.5 Grundvatten
Grundvattenanalyser från NCCs marktekniska undersökning och Golder Associates
grundvattenundersökningar redovisas och diskuteras nedan. Grundvattenanalyserna är
tagna vid tre olika tillfällen och för vissa prover är både totalhalt av metaller samt
speciering av As analyser gjorda, medan för andra enbart totalhalt av metaller.
Proverna har behandlats olika i fält och provberedningarna inför de olika analyserna
varierar, vilket måste tas hänsyn till i diskussionen.
Samtliga resultat från grundvattenrören redovisas i tabellform i Bilaga 10. Nedan
redovisas först resultat från alla provtagningarna med totalhalter av As, Fe och Al
samt konduktivitet och pH, sedan kommer en jämförelse mellan olika specier i
proverna. En slutdiskussion för alla analysresultat av grundvattnet hålls i slutet av
detta avsnitt, kapitel 6.5.
6.5.1 Betydelsen av filtrering
Vid första provtagningstillfället 2007-11-21 pumpades proverna direkt från
grundvattnet, ur rör Gr, till provkärlet och filtrerades först vid ankomst till
laboratoriet. Proverna filtrerades inte i fält, eftersom filtret snabb sattes igen på plats.
Vid andra provtagningen (2007-12-18) och tredje provtagningen (2008-02-02) gjordes
filtreringen i fält.
Proverna från första tillfället behandlades olika inför analys på Eurofins, Lidköping.
Det ena provet filtrerades och det andra förblev ofiltrerat innan det syrauppslöts,
varefter en metallanalys utfördes. Vid jämförelse av de båda proven, Figur 6.9, hade
nästan alla metallhalter reducerades till ungefär halva värdet efter filtreringen.
- 40 -
1,4
0,025
1,2
Metallhalt [mg/l]
0,02
Metallhalt [mg/l]
1
0,8
0,015
0,01
0,6
0,005
0,4
0
Cd
Co
Cr
Cu
Ni
Pb
V
Zn
Tungmetaller
ofiltrerat
Tungmetaller
filtrerat
0,2
0
As
Figur 6.9
Cd
Co
Cr
Cu
Ni
Pb
V
Zn
Koncentrationer av metaller har analyserat i filterat och ofiltrerat grundvattnen
vid prov från 2007-11-21. Filtreringen är utförd på laboratoriet.
Ofiltrerade prover visar på en totalhalt av metallerna och inkluderar även det som
ligger fastlagt på partiklar medan filtrerade prover enbart visar den vattenlösliga
fasen. Nickelhalten ser ut att vara förhöjd efter filtreringen, dock är osäkerheten 25%.
Nickelhalten i provet behöver inte vara högre efter filtreringen. Mätosäkerheten för
metallerna ligger mellan 10 % till 35 %.
Arsenikhalten i grundvattnet var betydligt högre än de andra metallerna, men As
reduceras också vid filtreringen. Mer diskussion om filtreringens betydelse direkt i
fält för totalhalten av As och dess former diskuteras senare i kapitlet slutdiskussionen.
6.5.2 Totalhalt av arsenik och några andra utvalda parametrar
Resultaten från de tre provtagningstillfällena varierade kraftigt för totalhalten As men
även för andra metaller. I Tabell 6.5 redovisas valda analysresultat från samtliga
provtagningstillfällen. De åtta redovisade rören är satta i anslutning till det
högförorenade området (område A). Resultaten av metaller från de resterande rören är
redovisade i Bilaga 10.
- 41 -
Tabell 6.5
Till
fäll
e
1
1
13
2
2
2
2
2
2
2
2
3
3
Gr
Gr
Gr
GA1
GA2
GA3
GA4
GA5
GA6
GA7
Gr
Gr
Gr
Ett urval av grundvattnets parametrar redovisas från olika de tre olika
tillfällena; 2007-11-21 (1), 2008-12-19 (2) och 2008-02-02 (3). Vid första
tillfället är inte proverna filtrerade i fält, utan på Eurofins laboratorium. Övriga
prov filtrerades i fält och analyserades på Analytica, Luleå.
Gr.v.
4
nivå
(m)
pH
Kondukti
vitet
(µS/cm)
As
(µg/l)
Fe
(µg/l)
Al
(µg/l)
Mn
(µg/l)
S
(µg/l)
0,9
0,9
0,9
1,6
1,1
1,2
0,9
0,9
0,9
0,9
0,8
0,7
0,7
7,2
7,2
7,5
6,5
7,2
7,2
6,8
7,0
7,2
6,5
6,5
1120
1120
666
2110
>3999
>3999
2890
1820
870
1650
1650
6101
13002
28003
4
<3
<10
110
530
57
16
42000
12601
123002
230
230
25000
5400
13000
2900
1500
20000
40000
800
110000
-
0,0017
0,0017
1820
21
35
72
16
41
770
20
-
1000
1000
1200
780
580
1090
2600
2060
3700
620
910
-
<1000
<1000
2
2,2
2,5
59
27
1,4
0,73
3,1
0,51
-
1) filtrerat i fält och på laboratoriet
2) Inte filtrerat i fält eller på laboratoriet, enbart syrauppslutet
3) Prov som har lagrats i kylen och sedan körts om efter syrauppslutning.
4) Grundvattenytan är mätt i meter under markytan.
Vid första provtagningen gjordes en utförligare analys av vattnet bestående av
metallhalter, pH, konduktivitet, turbiditet, kemisk syreförbrukning (COD), alkalinitet,
hårdhet total, sulfat, klorid och fluorid, se Bilaga 10. Grundvattnet var neutralt med ett
pH på 7,2. Kalcium uppmättes till 84 mg/l och hårdhetsgrader var satt till 15 dH,
vilket korrelerar till ett ”hårt” vatten.
En extra flaska med grundvatten togs vid första provtagningen i fält. Provet hälldes
direkt i en glasflaska (fylldes inte helt). Dagen efter var vattnet kraftigt rödfärgat och
ytterligare en dag senare låg fällningen på botten medan vattnet var klart. Den röda
färgen indikerar att järn(III)oxid har fällts ut när grundvattnet blivit syresatt. Vattnets
förfarande kan orsaka utfällningsproblem vid pumpning (Lindblad-Påsse, 1986).
Järnhalten var dock låg på 0,023 mg/l i analysresultaten för samma vatten, men
troligen har järnet fällt ut på väg till analys och filtrerats bort. Vatten från samma
provtagningstillfälle hade sparats och analyserades om. Hela innehållet i flaskan
analyserades genom att syrauppsluta innehållet, skaka flaskan och ta ut flera prov till
analys utan filtrering. Järnhalten blev 1000 gånger högre (25 mg Fe/l) och
arsenikhalten (2,8 mg As/l) fördubblades jämfört med provet som inte filtrerats. Ingen
filtrering gjordes på provet vid detta tillfälle.
Grundvattnet visade även höga halter av klorid (Cl-), 230 mg/l, vilket kan förklaras av
att grundvattnet står i förbindelse med Bäveå som i sin tur styrs av Byfjorden
(Skagerrak). Gränsvärdet för klorid i vattnet har Livsmedelsverket satt till 100 mg/l
och saltsmak kan kännas runt 300 mg/l. Kloridjonerna kan även lösgöra arseniken
genom att konkurrera om markpartiklarnas yta. Grundvattnet har manganhalt på 1
mg/l, vilket klassas som hög (Naturvårdsverket, 1999). I ett grundvatten med både
- 42 -
höga Mn- och Fe-halter som detta indikeras aneroba förhållanden och reducerande
förhållanden gynnar en omvandling av As(V) till As(III) (Naturvårdsverket, 1997c).
Vid andra provtagningen (2007-12-19) visade också grundvattenproven förhöjda
halter av As, men även av Fe, Mn och Cr. Prov från det befintliga röret Gr innehöll
mycket höga halter av As på 42 mg/l (och Fe på 113 mg/l). Den höga halten
diskuteras i kapitel 6.5.3. Vid denna provtagning har proverna filtrerats i fält och
analyserats på laboratoriet utan uppslutning. Även grundvattenrör GA4, GA5 och
GA6, innehöll mycket förhöjda halter av As, se Tabell 6.4. Järnhalterna och
arsenikhalt följs dock inte åts i alla prover.
Vid tredje provtagningen, (2008-02-02) tog Golder Associates ytterligare ett
grundvattenprov från Gr. Ett av proven filtrerades i fält och ett hälldes direkt i
provflaskan. Det som inte filtrerades i fält syrauppslöts på laboratoriet och visade på
totalt 12,3 mg As/l. Provet som hade filtrerats två gånger om, i fält och på laboratoriet
innehöll 10 gånger lägre As än det ofiltrerade. Enligt laboratoriet borde inte filtrering
genom samma porstorlek (0,45 µm) två gånger göra någon skillnad i metallhalt.
Resultatet indikerar dock på att en snabb komplexbildning sker, vilken verkar ske
vare sig provet är filtrerat i fält eller inte. Inga andra metallanalyser förutom As har
gjorts.
6.5.3 Speciering av arsenik vid olika tillfällen
På grundvattnet gjordes även en arsenikspeciering för Gr vid första och andra
provtagningstillfället och från GA4 vid andra provtagningen. Figur 6.10, 6.11 och
6.12 visar de olika specieringsfördelningarna vid olika tid och plats.
Specieringsresultatet visar på varierande förhållande mellan andelen arsenit As(III)
och arsenat As(V). Alla grundvattenprover innehåller dock låga andelar av arsenikens
organiska former dimetylarsenit (DMA) och monometylarsenat (MMA).
Första provtagningen i Gr visade att grundvatten innehåller främst As(III), Figur 6.10.
Detta är det förväntade scenariot, när syretillgången är låg och mer reducerande
förhållanden råder. Arsenik(III)halten är hög och järnhalten samt arsenathalten låg.
- 43 -
1600
35
1400
30
1200
Arsenikhalt [μg/l]
Arsenikhalt [μg/l]
1800
1000
800
600
25
20
15
10
5
400
0
As(V)
DMA
MMA
200
0
As(III)
Figur 6.10
As(V)
DMA
MMA
Arsenikspeciering i grundvattnet vid första provtagningstillfället 21 november
2007.
Ifrån grundvattenrör, GA4 och Gr, vid andra tillfället filtrerades proverna i fält innan
de skickades till analys. Provet i Gr hade mycket hög totalhalt As, 42 mg/l och
liknade andelar As(V) och As(III) jämfört med föregående prov. Förklaringen till
skillnaden i förhållandet mellan As(III) och As(V) kan ligga i att provet vid första
tillfället inte filtrerades i fält utan att As(V) bundits till partiklar i vattnet och fällt ut.
Arsenik(III) binder inte lika lätt till metalloxider, främst järn(III)oxid och faller
därmed inte ut. Vid andra tidpunkten var även järnhalten betydligt högre än första.
Vid andra tillfället var totalhalten As mycket hög på 42 mg/l, men även
grundvattenytan var högre, på 0.7 meter under markytan. I första provtagningen låg
den på 0.9 m under markytan, se Tabell 6.4. När grundvattenytan höjs drar troligen
vattnet med arsenik, främst As(V) som lösgörs från markpartiklarna, bland annat från
järnoxider. I markprofilen, se Figur 3.4 har vi en förhöjd arsenikhalt i marken främst i
en punkt på 0,5-1 m djupt. När grundvattenytan fluktuerar kan As från det
högförorenade lagret lösgöras, dels för omblandning men även i den syrefria miljön.
Arsenik oxideras och reduceras långsamt, och om As(V) frigjorts från oxiderna har
jonerna inte hunnit reduceras.
- 44 -
40000
0,6
35000
Arsenikhalt [μg/l]
0,5
Arsenikhalt [μg/l]
30000
25000
20000
0,4
0,3
0,2
0,1
0
15000
DMA
MMA
10000
5000
0
As(V)
Figur 6.11
As(III)
DMA
MMA
Resultat från arsenikspeciering ur grundvattenrör Gr vid andra provtagningen
19 december 2007. Provet filtrerades i fält.
GA4 som ligger nedströms det förorenade området har en annan sammansättning av
arsenikformer, se Figur 6.12. Totalhalten av As i provet var 109 µg/l och innehöll
högst halt av As(V) (150 µg/l). Halter av As(III), DMA och MMA var låga. Det är
förvånande att totalhalten var lägre än summan av specieringens halt. I de två övriga
proverna har totalhalten varit betydligt högre än summan av specierna.
Provberedningarna skiljer sig åt, vilket bidrar till att endast svårlösliga former
kommer med i analysen för totalhalten.
160
0,6
140
0,5
Arsenikhalt [μg/l]
Arsenikhalt [μg/l]
120
100
80
0,4
0,3
0,2
60
0,1
40
0
As(III)
DMA
MMA
DMA
MMA
20
0
As(V)
Figur 6.12
As(III)
Resultat från arsenikspeciering ur grundvattenrör GA4 vid andra provtagningen
19 december 2007. Provet filtrerades i fält.
Järnhalten i GA4 var 1,59 mg/l, vilket är ungefär 100 gånger lägre än halten i
grundvattenröret på högförorenade området. Grundvattenprovet GA4 innehåller dock
högre ämneshalter än de föregående två specieringarna av Ca, K, Mg, Na, S, Al, Ba,
Mn och Pb, se Tabell 6.4 och Bilaga 10.
- 45 -
Det verkar som grundvattnet är mer oxiderat i GA4 än det övriga grundvattnet som
specieringar är utfört på. Detta dels för att As är i oxidativ form, As(V), men också för
att det är låga järnhalter vilket kan indikera på att järnet är i trevärd form och bundet
till markpartiklarna. Grundvattenprovet i GA4 hade en mycket hög konduktivitet,
precis som GA5 och GA3, vilka också ligger nära en dagvattenledning som löper
genom området och ut i Bäveå. Ledningen är utritad i Figur 6.8. Fyllningen runt
dagvattenledningen kan ha en högre hydrauliska konduktivitet än omgivande massor,
vilket kan bidra till att vatten från Bäveå tränger in och omsätter grundvattnet.
Omsättningen kan då bidra till att vattnet syresätts. Vattenprov från Bäveå
11 mars 2008 visade på en konduktivitet på 37 000 µS/cm, vilket är en hög
konduktivitet. Konduktiviteten mättes med en annan mätare än den i fält.
Konduktivitetsmätaren i fält har inte kunnat mäta högre halt än 3999 µS/cm.
Grundvattenröret GA4 ligger nedstöms det högförorenade området och en transport
av As kan förekomma från det högförorenade området. Från det högförorenade
området utsöndras pulser med hög arsenikhaltigt vattnet. Pulserna skapas genom
ändrade förhållande i akviferen. Vattnet kan ha stått still en lägre tid i området innan
det transporteras eller att grundvattenytan höjs, därmed har As(V) frigjorts.
Transporttiden till GA4 är för kort för att arseniken ska hinna ändra redoxpotential.
6.5.4 Slutdiskussion kring arsenikhalter och specier i grundvattnet
Grundvattenanalyserna i Gr visar på mycket olika halter av As beroende på tidpunkt
men även utifrån provberedning. Filtrering i fält är fördelaktig för att förhindra att
jämvikten förskjuts. Dock indikerar resultaten på att det sker en komplexbildning
även efter det att provet är filtrerat.
Analysresultaten visar att halterna kan variera lokalt i grundvattnet utifrån
förändringar i grundvattennivån, tillrinning och nederbörd. Detta stöds av liknade
grundvattenundersökningar (Smedley och Kinnigburgh, 2002). Det högförorenade
området är asfalterat till stor del och regnvattnet leds via dagvattenledningar direkt ut
till Bäveå. Direkt infiltration i marken är därmed liten. Havsvattenståndet bedöms
istället ha en stor påverkan på grundvattennivån i området. Grundvattnet står i
direktkontakt med Bäveå, som fluktuerar med havsnivån i Byfjorden. Förändring till
ett högre vattenståndet kan verka som en impuls till As att frigöras.
Höga halter av As i grundvattnet på ett större område har ofta en utlösande faktor
bakom, som till exempel ökat reducerande förhållanden eller att genomströmningen
av grundvattnet minskas. Hur snabb frigörelsen av As är och hur det varierar med
tiden är oklart (Smedley och Kinnigburgh, 2002). Järn och arsenikhalt följs inte åt i
alla provsvar, men vid höga järnhalter är oftast arsenik hög.
- 46 -
7 Efterbehandlingsmetoder för arsenik
I inledningen av detta kapitel kommer olika efterbehandlingsmetoder för As att
beskrivas kort. Därefter följer en diskussion om vilka metoder som kan vara lämplig
för att sanera den aktuella fastigheten utifrån resultaten i denna rapport. Den
vanligaste metoden för saneringar idag i Sverige är grävning, ca 90 % har utförts
genom schaktning och transport till behandlingsanläggningar (Naturvårdsverket,
2006d). På sikt är detta inte ett hållbart alternativ eftersom miljöproblemet kvarstår på
deponiplatsen samt att grävning och frakt med massor av lastbil dessutom bidrar till
en negativ miljöpåverkan. Deponierna ska anpassas för förvaring men inger ofta en
falsk trygghet. Därför behövs fler in situ metoder utvecklas och nyttjas för att få en
långsiktig hållbar utveckling.
Saneringsmetoder bör väljas utifrån:
1. vilka föroreningar som finns på platsen.
2. föroreningarnas koncentration och utbredning.
3. vilken nivå de ska renas till.
Olika saneringsmetoderna kan kombineras för att få reningen så effektiv som möjligt
samt för att ta bort olika föroreningar används olika steg. Efterbehandlingsmetoderna
indelas ofta i tre olika grupper (Naturvårdsverket, 2006d):
1. destruktionsmetoder vilka avser att bryta ner förorenande ämnen och används
främst på organiska ämnen.
2. koncentrations- och separationsmetoder syftar till att samla ihop föroreningen
i koncentrerad form.
3. immobiliseringsmetoder minskar föroreningarnas biotillgänglighet och hindrar
fortsatt spridning.
Utöver dessa metoder kommer också grävning och deponering (Nordberg och
Stenberg, 2005)som tyvärr används i allra störst utsträckning. Graden av rening kan
variera inom metoderna. Vid sanering med till exempel adsorption, en metod för att
rena förorenat vatten, beror effektiviteten bland annat på vilket sorptionsmaterial som
används, koncentrationer av föroreningar och flödet på materialet. Saneringsmetoder
kan även delas in i grupperingar efter hur de utförts: ex situ, in situ eller on situ. Ofta
behövs en metod för jorden och en annan för det genererade vattnet på område som
också behöver rening. Det finns även kombinerade metoder som renar både jord och
vatten.
7.1 Efterbehandlingsmetoder för arsenikförorenad jord
Olika saneringsmetoder för As i jord är beskrivna i Tabell 7.1. Tabellen är en
sammanfattning utifrån ett antal referenser; Efterbehandling av träskyddsanläggningar (Nordberg och Stenberg m.fl., 2005), Åtgärdslösningar – erfarenhet
och tillgängliga metoder (Naturvårdsveket, 2006) och Arsenic Treatment
Technologies for Soil, Waste and Water (US EPA, 2002). Saneringsmetoderna är
indelade efter koncentrations- och seperationsmetoder och immobiliseringsmetoder
- 47 -
samt deponering. Destruktionsmetoder används inte för As eftersom detta är en
halvmetall som inte kan brytas ner.
Tabell 7.1
Olika saneringsalternativ sammanställda för arsenikförorenad jord från
verksamheter med impregnering (utifrån Nordberg och Stenberg, 2005;
Naturvårdsverket, 2006d och US EPA, 2002).
Metod
Utförande
Lämplighet,
användning och
fördelar
Nackdelar
Grävning
och
deponering
Avlägsnar
jordmassorna med
förorenad jord
Förvaras under
anpassade och
kontrollerande former.
Innebär många transporter och därmed
stora risker. Genererar stora massor på
deponi. Innebär höga koldioxidutsläpp i
transporter.
Koncentrations/separationsmetoder
Utförande
Lämplighet,
användning och
fördelar
Nackdelar
Jordtvätt/
kornseparering
Kornseparering eller
jordtvätt med vatten.
Vanligast är att dela upp
jorden efter kornstorlek.
Föroreningarna binder oftast
till finare partiklar, vilka
avlägsnas.
Görs oftast innan
massorna läggs på
deponi i fast/mobil
anläggning.
Bra om flera olika
föroreningar finns
inom området.
Tar upp stor yta och
2
kräver mycket vatten/m
och energi. Vattnet från
processen behöver
renas.
In-situ flushing
(jordtvätt in situ)
Vatten från en brunn tillåts
strömma igenom de
förorenade jordmassorna
och pumpas ut via en annan
brunn. Vattnet som
strömmat igenom renas.
Kan endast användas
om föroreningarna är
begränsade och
lakbara.
Används i ett fåtal
projekt eftersom
behandligen tar lång tid.
Får aldrig bort all
förorening eftersom
urlakningen blir mindre
effektiv vid lägre halter.
Termisk avdrivning
Jorden värms upp on situ
eller ex situ (100-800 ºC).
Ångorna med föroreningar
fångas upp i vakuumtält.
Bra att använda när
man har lättflyktiga
organiska ämnen
men även för As och
Hg.
Kräver mycket energi.
Svårt att få bort alla
föroreningar.
Immobiliseringsmetoder
Utförande
Vitrifiering
(förglasning)
In situ-metod som med hjälp
av elektroder i marken värmer
upp och smälter samman
partiklarna. Arsenik och andra
lättflyktiga ämnen samlas upp
ovan mark i vakuumtält.
Det förorenade området täcks
med ett tät skikt för att hindra
urlakning.
Stabiliserade material blandas
i de uppgrävda förorenade
massorna på plats.
Stabiliserande material kan
vara cement, fosfor, svavel,
pH-justerande ämnen och
kalk. Försök pågår med
järnoxid.
Inneslutning
Solidifiering/
stabilisering
Lämplighet,
användning och
fördelar
Används för jordar
ovan
grundvattenytan.
Bra när många
olika föroreningar
finns på platsen.
Bra metod då det
förekommer flera
olika föroreningar.
Mest lämpligt för
sandjordar. Bra
vid en typ av
förorening, inte
blandade.
Vanligaste
metoden för
rening av jord i
USA.
- 48 -
Nackdelar
Hög energiåtgång och
därmed dyr. Flyktiga
ämnen behöver tas
hand om.
Föroreningarna kvar,
beständigheten i lagret
måste undersöka.
Materialet blir
stabiliserat för de
rådande förhållandena.
Om förändring i marken
sker kan
föroreningarnas
rörlighet öka.
7.1.1
Referensprojekt
I Sverige har As sanerats bort efter glasbruk och träimpregneringsanläggningar,
främst genom deponering och jordtvätt. Andra saneringsmetoder skulle kunna vara
möjliga men få har använts nationellt. Några referensprojekt har valts för att få en
inblick i olika metoder. Många fler projekt skulle kunna ha setts ut och fler projekt
blir det att välja på med tiden.
Jordtvätt används främst i Nederländerna och Tyskland, där det finns mobil
utrustning som flyttas emellan projekten. I Nordamerika har metoden endast använts i
enstaka projekt. I Sverige har ungefär 30 saneringsprojekt använt sig av jordtvätt och
har avlägsnat främst bly. En större sanering med jordtvätt utfördes i Hjältevad, Eksjö
kommun efter Televerkets före detta impregneringsanläggning. Inkommande
förorenad jord på ca 26 600 ton hade en medelhalt på 146 mg As/ kg TS. Jordtvätten
beräknade den reducerade andelen As med 69 %. Reduktionsgraden var något högre
ovanför vattenytan än under (Naturvårdsverket, 2006d). I Tranemo kommun har även
ett saneringsprojekt med jordtvätt utförts av en CCA-förorenad jord. Saneringen är
inte fullföljd men anses ha fungerat bra trots att beräknad budget överskreds. Även
Fnasbacken (Bolmen), Ljungby Kommun har använt kornseparering och deponering
på plats för sanering av As.
Termisk avdrivning har använts mycket begränsat i Sverige. I Tyskland och
Nederländerna har metoden använts i ett flertal projekt för främst organiska
föreningar. I USA används metoden på försöksnivå (Naturvårdsverket, 2006d).
Arsenik kan avlägsnas men effekten på reningsgrad är okänd.
Vad det gäller immobiliseringsmetoder i form av stabilisering för As pågår forskning.
Försök har gjorts med järnoxider och resultaten är positivt för As som fastläggs, men
andra metaller frigörs istället (Lidelöw m.fl., 2007). I USA tillämpas in situ metoder
för stabilisering för metaller, medan det i Europa används ex situ metoder för
stabilisering av metaller (Naturvårdsverket, 2006d). På ett område som nyttjats av en
sulfitmassafabrik i Kramfors var området förorenat av metaller, bland annat As.
Övertäckning (inneslutning) ansågs vara en den bästa metoden för sanering på
platsen.
Observera att i Tabell 6.1 står att cement och fosfor kan vara stabiliserade material för
As. Dock kan dessa under ämnena under vissa betingelser istället öka rörligheten av
As. Cement är pH-höjande vilket frigör As och fosfor konkurrerar om samma
sorptionsplatser på mineralpartiklar (Naturvårdsverket, 2006c). Stabilisering av jordar
med askor har däremot använts i Sverige vid efterbehandling av kvicksilverförorenade
jordar med svavel- och cement inblandat (Naturvårdsverket, 2006d). Vitrifiering har
använts i ett fåtal projekt med blandade föroreningar i USA, men inte i Sverige.
Inneslutning och deponering av massor bör inte användas om inte annan
efterbehandlingsmetod finns och inte heller för högförorenade restprodukter.
Problemet med metoden är att massorna inte kan återanvänds och att förorening långt
senare kan lösgöras med tiden (Naturvårdsverket, 2006d). I Sverige finns ett antal
inneslutningar och deponier av arsenikförorenad jord. I projektet ”Högsby-Ruda”,
Högsby kommun har ca 35 000 m2 arsenikförorenad jord inneslutits i en 12 m hög
- 49 -
specialformad deponi. Deponin är klassad för farligt avfall. Lakvatten som
uppkommer behandlas i ett lokalt reningsverk och släpps sedan via dagvattensystemet
ut till recipienten (Naturvårdsverket, 2006d). Deponier som utformats på plats för
arsenikförorenat avfall finns även i Källviken, Faluns kommun (ca 10 000 ton jord,
CCA-förorenat) och Fnasbacken, Ljungby kommun (ca 3 500 ton till deponi). I
Fnasbacken delades massorna (8 500 ton) efter kornstorlek och tvättades även för att
avskilja organiskt material för förbränning. Grövre kornstorlekar återanvändes till
fyllnadsmassor i området och resterande jord samt askan från det förbrända organiska
materialet deponerades i ett inneslutande tätskikt (Naturvårdsverket, 2006d).
I kvarteret Vågmästaren, Karlstad Kommun har 4 olika föroreningar sanerats efter,
däribland As, på olika områden och vid olika tillfällen. Vid det första tillfället grävdes
ca 230 ton arsenikförorenad jord bort för deponi. På marken ska bostäder byggas och
för As och Cu användes riktvärdena för KM (Naturvårdsverket, 2006d). Samma
saneringsmetod har även använts för tre fd impregneringsanläggningar. Dessa är
Tväråns såg, Gällivare kommun, Norra Svartbyn, Bodens kommun, Lyshälla såg,
Katrineholms kommun och Konsteruds ångsåg, Kristinehamns kommun. De har
sanerats genom urgrävning och massorna har körts till deponi (Naturvårdsverket,
2006 & Juvonen, 2004).
Vid Kisbränderdeponin, Falun har in-situ flushing används genom att vatten har
tillförts deponin och sedan pumpats in en reningsanläggning. Metoden har använts för
främst Zn, Cu och Cr. Halterna har minskat på deponin och låga halter lakas ur
marken efter tvättningen (Ledin och Hanæus, 2008).
I sjön Tollare utanför Stockholm har NCC placerat en geoduk på botten för att hindra
gamla pappersbruksrester, främst kvicksilver att spridas (Byggvärlden, 2008).
Jätteduken på botten är uppbyggd av ett rutsystem med sydda kanaler som fylls med
lättbetong för att duken ska ligga på plats. Duken ska även täckas med bergkross. I
fallstudien i denna rapport ligger Bäveå nära det förorenade området. Kanske kan en
liknade lösning vara ett alternativ i ån.
7.2 Efterbehandlingsmetoder för arsenikförorenat vatten
Flera av metoderna för vattenrening har liknande funktion och konstruktion. Material
och processen som avskiljer föroreningen från vattnet skiljer sig. Antingen pumpas
eller självfaller vattnet genom filter. Att enbart pumpa och behandla grundvattnet, och
på så sätt avlägsna föroreningen räcker oftast inte för As som är hårt bundet till
markpartiklarna. Rening av arsenikförorenat vatten sker ofta parallellt med
behandling av förorenad jord.
En vanlig reningsmetod för As i vatten är att först oxidera As(III) till As(V) som är
mindre löslig och negativt laddad vid neutralt pH, för att sedan fälla ut eller sorbera
jonen (EPA, 2002). En annan metod vid dricksvattenbehandling är att vattnet justeras
till pH 5.5 eftersom”aktivt aluminium” (ett material innehållande positivt laddade Aljoner) kan binda både As(III) och As(V) och därmed rena vattnet från As (Rubel,
2003).
- 50 -
Tabell 7.2 Sammanställning av olikaefterbehandlingsmetoder för vstten förorenat med As
från verksamhet med impregnering (utifrån Nordberg och Stenberg, 2005;
Naturvårdsverket, 2006d och EPA, 2002).
.
Metod
Utförande
Precipitation/
coprecipitation
Fällning
Pumpar upp vatten från
marken, pH justerar vattnet
för att sedan tillsätta
reaktanter som gör att As
fälls ut i flockar och
sedimenterar. Vatten utan
fällning leds ut och slammet
samlas upp deponeras.
Reaktanter kan vara t ex
järnsalter, ammoniumsulfat,
aluminiumhydroxid,
kopparsulfat.
Reaktiva barriärer
Reaktiva permeabla väggar
med filtermaterial trycks ned
i marken. Yt- och
grundvatten strömmar
igenom. I väggen fastnar en
del av föroreningarna.
Jonbytesbehandling
Förorenat vatten får flöda
genom en behållare med
syntetiskt organiskt material
eller liknade med
funktionella jongrupper på
ytan. Stark eller svag bas
används för justera As
förorenat vatten.
Förorenat vatten får
strömma igenom en
absorbent och As avlägsnas
genom jonbytesprocesser.
Vanligaste materialet är
”aktivt aluminium”.
Adsorption
Membranfilterering
(endast för förorent
vatten)
Kan rena vattenburna
föroreningar. Väljer filter
efter föroreningar.
Lämplighet,
användning och
fördelar
Lämplig för
grundvatten,
dricksvatten,
ytvatten, processoch lakvatten.
Vanligaste metoden
i USA.
Kostnadseffektiv i
storskalig rening.
Nackdelar
Rening av yt- och
grundvatten.
Lämplig för
bebyggda ytor
eftersom det inte
går att gräva upp
förorenade massor
där.
Lämplig för
grundvatten och
dricksvatten och är
en förhållandevis
enkel metod.
Kräver ingen energi när
filterväggen är på plats.
Behöver många år för att
rena. Kan endast
installeras till 9 m djup. En
förhållandevis
kostnadseffektiv metod.
Renar för specifikt ämne, t
ex As men måste
kombineras med andra
metoder för andra
föroreningar. Är beroende
av många parametrar.
Använd inte så mycket.
Förhållandevis
enkel metod.
Lämplig för
grundvatten och
dricksvatten.
Kan användas
tillsammans med
annan metod.
Dyr och därmed lite
använd.
7.2.1 Referensprojekt
Reaktiva barriärer kan vara fördelaktiga vid sanering av en f d impregneringsanläggning när schakt- och grävarbeten utförs samt ett antal år efteråt. Ofta sker
läckage av ämnen till omgivningen (Naturvårdsverket, 2006d). Reaktiva barriärer har
prövats på pilotnivå och i fullskala. I Gunnita, Kils kommun pumpades
arsenikförorenat ytvatten från en f d impregneringsanläggning genom ett
rostjordsfilter som var anlagt som markbädd. Avskiljningsgraden var god, ca 90 %
(Naturvårdsverket, 2006d). På många platser i Sverige använts ”pump and
treat”(pumpa och behandla)-metoder i väntan på att utredning av sanering ska utföras.
- 51 -
Området dikas ut och genomströmningen av vatten reduceras för att spridningen av
föroreningen ska begränsas. På området där Banverkets tidigare
impregneringsanläggning låg i Nässjö kommun, installerades 1999 en
reningsanläggning för förorenat grundvatten (arsenik, fenol och kreosot) i väntan på
sanering. Reningsanläggningen fäller ut arseniken med hjälp av fällningskemikalier
och reningsgraden är ca 80 % (Jönsson, 2008 & Länsstyrelsen, 2007). Området
beräknas vara färdig sanerat under år 2009 (Länsstyrelsen, 2007).
7.3 Metoder för rening av arsenikförorenad jord och vatten
Jord och vatten avlägsnas och saneras oftast var för sig, men det finns metoder,
elektrokinitik och fytosanering som ska rena de båda elementen samtidigt. Metoderna
är dock under försöksnivå. Fytosanering har prövats och försök pågår i Sverige för
andra metaller som till exempel bly som ska tas upp av senapsväxter. Några försök
med As känns inte till.
Tabell 7.3 Olika efterbehandlingsmetoder för jord och vatten förorenade med As från tidigare
verksamhet med impregnering (utifrån Nordberg och Stenberg, 2005;
Naturvårdsverket, 2006d och US EPA, 2002).
.
Metod
Utförande
Nackdelar
Ett elektriskt spänningsfält
skapas med elektroder.
Jonerna dras till
elektroderna. Utförs på
plats.
Lämplighet,
Användning och
Fördelar
På försöksnivå.
Lämplig för yt- och
grundvatten.
Passar silt och
lerhaltiga jordar.
Elektrokinetik
Fytosanering
Planterar växter som tar upp
föroreningen. Växterna
skördas för att avlägsna
föroreningen
Låg kostnad.
Används mycket
lite för rening av
arsenik.
Låg reningsgrad, tar lång
tid och kräver underhåll.
7.4 Efterbehandlingsmetoder för arsenik ur ett hållbarhets
perspektiv
Det är svårt att veta vilken metod som är bäst, förutsättningarna från plats till plats
varierar. I detta examensarbete har olika parametrar för att väga
behandlingsmetoderna tagits fram och presenteras i Tabell 6.4. För kostnad,
koldioxidutsläpp (energiåtgång) och tidsåtgång var det svårt att få fram exakta siffror,
varför rangordningen är grovt uppskattad. Siffrorna i tabellen måste tolkas med
försiktighet och anger endast en indikation på högt eller lågt värde. Den utsläppta
mängden CO2 är till exempel beroende på antalet grävda timmar och på hur lång
transportsträckan blir. Saneringsmetoderna måste också anpassas för att kunna
behandla samtliga föroreningar på platsen, användning av en enda saneringsmetod
kan vara otillräcklig. Saneringsgraden varierar också utefter vad framtida
användningen av marken innefattar.
- 52 -
Tabell 7.4
Värdering av efterbehandlingsmetoder för As
Utförande
plats
Ex/In/On
situ
Ex situ
Tid för
sanering
Pris2
nivå
3
Effektivitet
Samtida
användning
av marken
Koldioxidutsläpp/
4**
ton jord
Urschaktning
och
omhändertagande på annan
plats
Jordtvätt
Kornseparering
Status
pilot
eller
fullskala
Fullskala
1-2
1-3
1
nej
3
Fullskala
Fullskala
Ex/On situ
Ex/On situ
1-2
1-2
1
1
2
2
nej
nej
2
2
In-situ flushing
Fullskala
In situ
4
1
3
ja
1
Vitrifiering
In/Ex situ
nej
2*
Inneslutning
Solidfiering/
stabilisering
Elektrokinetik
Pilot/Fulls
kala *
Fullskala
Pilot/Fulls
kala *
Fullskala
Fytosanering
Termisk
avdrivning
Fullskala
Fullskala
***
Metod
1
3
In/On situ
On situ
4
1**
1
2-3
1-2
nej
nej
2
1
In (Ex) situ
3
2
1
ja
1
In situ
Ex/On situ
4
2**
1
3
2-3
2
nej
ja/nej
1
2-3
* På försöksnivå, inte möjligt att utföra i Sverige
** med reservation, uppskattad
*** mycket begränsad användning i Sverige
1) 1 = <0,5 år, 2 = 0,5-1 år, 3 = 1-2 år, 4 = >2 år
2) 1= <800 kr/ton, 2= 800-2500 kr/ton, 3=>2500 kr/ton
3) 1= effektiv, 2= mindre effektiv, 3 = oeffektiv
4) 1= låg mängd CO2, 2= måttlig mängd CO2, 3= hög mängd CO2
Enligt sammanställningen skulle stabilisering av massor vara en effektiv
efterbehandlingsmetod, dock är metoden än så länge på försöksnivå. Elektrokinetik
och in-situ flushing får bra resultat i värderingen. Alla tre metoderna kan eller ska
göras på plats. Avskiljningen av As kan vara svår att avgöra eftersom jorden ligger
kvar. Sämre resultat får inneslutning och termisk avdrivning. Det är svårt att utvärda
och jämföra metoder eftersom övriga omständigheter kan bli avgörande.
På Junoverken finns det främst oorganiska föroreningar i form av metaller, men även
förhöjda halter av PAHer. Fytosanering och in situ flushing skulle inte avlägsna
föroreningen tillräckligt snabbt och effektivt om marken ska påbörja användning inom
ett 10 års perspektiv. Enbart kornseparering och återanvändning av det grövre
materialet skulle inte vara tillräckligt eftersom halterna inte kommer ner under
riktvärdena (kap 6.2 Fraktionsuppdelning). Vitrifiering, elektrokinetik,
stabilisering/solidifiering och inneslutande skulle innebära att föroreningen är kvar på
platsen, vilket är riskabelt om platsen ska nyttjas till boende. Vissa av
saneringsmetoderna är inte etablerade på marknaden och frågan blir dessutom om
boende på marken kan känna sig trygga i sin levnadsmiljö om föroreningarna finns
kvar.
Flera studier och försök har gjorts på stabilisering av As i marken med olika material
dock främst järnoxider, en del visar på bra resultat för arsenik, dock inte undergränsen
- 53 -
för förvaring av inert avfall. Problemet blir istället att andra metaller som zink och
nickel lakas ut mer (Lidelöw m.fl., 2007 & Bhattacharya, 2001).
Inneslutning kan kanske vara ett alternativ om husen byggs på marken med ett tätskikt
emellan byggnad och mark. Då skulle en reaktiv barriär kunna installeras där
grundvattnet renas. Ett alternativ är också att avskilja området och rena grundvattnet i
ett lokalt reningsverk innan det leds ut till recipient. Föroreningar kommer att lakas ut
delvis med tiden, hur mycket är oklart.
Termisk avdrivning skulle avlägsna föroreningarna, men kontroll över andelen rester i
marken skapar problem och är en nackdel. Metoden är inte heller etablerad för
arsenikföroreningar i någon större utsträckning.
Kornseparering tillsammans med jordtvätt skulle kunna vara ett alternativ. Om hus
ska byggas på området måste det troligen ändå schaktas inom området. Frågan
kvarstår i vilken omfattning som fastigheten behöver saneras. Under tiden schaktning
sker måste tillrinning och genomströmning av grundvatten reduceras. Arsenik frigörs
vid en förhöjd grundvattenyta, vilket underlättar saneringen och länshållning då man
istället sänker grundvattennivån.
Fastigheten med arsenikförorenad mark har varit under diskussion under en längre tid.
Omgivande mark och vatten som till exempel Bäveå har troligen också förorenats.
Impregneringsanläggningen var i bruk redan på 1930-talet och föroreningarna har haft
tid att sprida sig.
- 54 -
8 Slutsats och tänkbara fortsatta studier
8.1 Slutsatser
-
Jorden innehåller mestadels As(V) och det är de minsta partiklarna som
sorperar mest As. Att enbart reducera de fina fraktionerna från jorden räcker i
detta fall inte för att komma under de rekommenderade gränsvärdena för
förorenad mark.
-
Grundvattnet i fallstudien innehåller båda specierna As(III) och As(V),
beroende på omgivande markmiljö samt om och när filtrering av provet
utförts.
-
Arsenik har en speciell kemi genom att bilda anjoner, men också för att As
egenskaper är starkt relaterad till järns kemi i naturen. Jorden i fallstudien är
hämtad lokalt och innehöll höga järn- och aluminiumhalter. Varierande halt
As har uppmäts ur samma grundvattenrör vid olika tidpunkter. Hur snabb
frigörelsen är av As till grundvattnet är och hur den varierar med tiden är
oklart, men att As frigörs i reducerande förhållanden är klart. Detta beror
främst av att trevärt Fe på järnoxidernas ytor reduceras till tvåvärt Fe och går
över i vattenfasen tillsammans med As. I grundvattnet råder ofta reducerande
förhållanden.
-
Starkt förhöjda As-halter i grundvattnet sätts i samband med ett högt
vattenstånd. Grundvattennivån i fallstudien fluktuerar med havsytan. När ytan
stiger gynnar det impulser av höga arsenikhalter till vattnet. Grundvatten med
halter upp till 42 mg/l har analyserats, vilket är extremt högt.
-
Förhållandena i jorden bidrar till förvånansvärt höga Kd-värden, vilket innebär
att låga halter As har lösgjorts från jord till vatten i skaktesten (även i
förstudien), trots att höga arsenikhalter i grundvattnet uppmäts. Skaktest
används för att bestämma urlakning och kategorisera avfall, men osäkerhet
finns om skaktest är verklighetstrogna. Arsenikhalterna från denna studie
jämfördes med riktvärden för olika avfallskategorier. Genererade massor från
detta område skulle efter enbart skakförsöken klassas till den minst farliga
avfallsklassen, inert avfall trots att mycket höga arsenikhalter har uppmäts i
jorden. Standarden för skaktestet borde kanske utvärderas om den är lämplig,
speciellt om vattnet från skaktest ska filtreras innan analys. Arsenikkomplex
kan ha fastnat i filtret och att analyserna därmed visar på för låga
koncentrationer som lakats ut.
-
Analysresultaten har skiljt sig kraftigt åt om filtrering skett i fält eller på
laboratoriet direkt innan analys. Troligen binder As(V) med järnpartiklar och
bildar järnarsenat i de ofiltrerade provet och fälls ut, därmed blir det lägre
halter av Fe och As i analysresultatet. Prov som har filtrerats i fält kan också
ha en komplexbildning under transporttiden till analys. Vilken provberedning
som är korrekt är svårt att klarlägga men någon slags standard skulle vara att
föredra. Det skulle även bli enklare att kunna jämföra olika analysresultat mot
varandra i andra försök.
- 55 -
8.2 Fortsatta studier
-
Många olika medel och metoder har testats i försök för att stabilisera arsenik.
Försöken har fungerat olika bra. Ett problem verkar dock vara för många att
om As stabiliseras lakas andra ämnen ut mer. En sammanställande
litteraturundersökning och utvärdering skulle kunna vara värdefull för
framtiden.
-
En betydligt utförligare livscykelanalys med fler parametrar och metoder att
väga in borde utföras för att hitta ett effektivt och hållbart sätt att sanera
marken.
-
Försöken som utförts här visar att endast låga halter lakas ut, men att höga
halter finns i grundvattnet. En utförligare grundvattenundersökning bör göras
för att se varför och när As lakas ut. Kanske kan resultatet från
undersökningen leda till en ny saneringsmetod.
-
Saneringsmetoden In-situ-flushing skulle vara intressant att pröva här.
Metoden går ut på att pumpa ut arsenikförorenat vatten, samt tillsätta vatten
för att se om halterna i marken sänks. Troligen varierar grundvattenytan och
As lakas ut med tiden.
-
Funderingar kring provberedning och analysmetoder har varit en stor del av
detta examensarbete och visat sig vara en betydande faktor för resultatet. Mer
entydiga metoder för oorganiska ämnen bör utformas så att resultaten blir
jämförbara med andra samt med riktvärdena.
-
Saneringar av arsenikförorenad mark har gjorts. En återförande kunskapsbank
bör utformas med uppkomna problem och lyckade metoder. Även om varje
sanering är unik i sitt slag kan visa problem förhoppningsvis undvikas. Detta
gäller även för många andra ämnen.
- 56 -
9 Referenser
Analytika, Analytikas kundinformation om arsenik och analyspakets information,
2007-10-16
Bauer M, Blodau C (2006) Mobilization of arsenic by dissolved organic matter from
iron oxides, soils and sediments, Science of the Total Environment 345 pp 179-190
Baxter Douglas,(2007, 2008) muntlig, Analytika Luleå
Berglund M, Ek B-M, Lax K, Thunholm B, Nationell kartläggning av arsenik i
brunnsvatten samt hälsoriskbedömning, Resultatrapport till Naturvårdsverket 2005
(kontraktsnr 215 04 09)
Bhattacharya P, Mukherjee A B, Jacks G, Nordquist S (2002) Metal contamination at a wood preservation site: characterisation and experimental studies on remediation, The Science of the Total Environment 290 (2002) pp 165‐180 Byggvärlden
(2008)
Jätteduk
räddar
bygget,
12
mars
2008
http://www.byggvarlden.se/byggprojekt/article72863.ece
Domenico P A, Schwartz F W, Physical and Chemical Hydrogeology (2a upplagan
kom 1997), 1990, ISBN 0-471-59762-7 s.269
Drever J, (1997), The Geochemistry of Natural Water, ISBN 0-13-272790-0, s 98,
192-194, Universty of Wyoming, USA
EPA (2002) Arsenic Treatment Technologies for Soil, Waste and Water, EPA/542/R02/004, 2002
Eriksson J, Nilsson I, Simonsson M (2005) Wiklanders marklära, studentlitteratur, Lund 2005, ISBN 91‐44‐02482‐7 Fetter C W (1994) Applied Hydrogeology, Prentice-Hall Inc., Englewood Cliff, New
Jersey, ISBN 0-02-336490-4, pp 410-411
Geogruppen, Uddevalla Kommun Junoverken – miljöteknisk markundersökning,
2006-04-10
Georgiadis M, Yong C, Solo-Gabriele H (2005) Extraction of arsenate and arsenit
species from sediment, Environmental Pollution 141 (2006) pp 22-29, USA
Junoverken:s hemsida (2007) http://www.mattsson.se/juno/Default.asp 2007-10-19
KemI (Kemikalieinspektionen) (2005) Råd och tips träskyddsbehandlat virke
nr 510 805 http://kemi.se/upload/Trycksaker/Pdf/RoT/RoT_traskydd2005.pdf
- 57 -
KemIs hemsida (2007) http://www.kemi.se/templates/Page.aspx?id=3690, 2007-1016
Ledin B, Hanæus Å, Sammanställning av Faluprojektet, Renaremarks vårkonferens
2008
Leermarkers M, Baeyens W, De Gieter M, Smedts B, Meert C, De Bisschop,
Morabito R, Quevauviller Ph (2006) Toxic arsenic compounds in enviromental
samples: Speciation and validation, Trends in Analytical Chemistry Vol. 25 No. 1
Lehmann S., Paul C., Arsenik effektivt vid akut promyelocytleukemi, läkartidningen
vol 95, nr 50 1999
Lidelöw S, Ragnvaldsson D, Leffler P, Solomon T, Mauric C, (2007) Field trials to
assess the use of iron-bearing industrial by-products for stabilisation of chromated
copper arsenate-contaminated soil, Science of Total Enviroment nr 387 år 2007, s.
68-78, Luleå
Länsstyrelsen, MIFO-utredning över Anegrund 10 (1998) ID nr F1485-0001 (blankett
A), senast reviderad 2007
Länstyrelsen hemsida (2007) Regionalt program för efterbehandling av förorenade
områden i Jönköpings län 2008-2012, ISSN 1101-9425
Löfgren S, Ranneby B, Ekström M, Yu J, (2003) Naturliga bakgrundshalter av bly, zink
och arsenik i svenska ytvatten baserat på metallernas haltvariation i morän och
sedimentära jordar – implikationer för EU:s ramdirektiv för vatten och nationella
miljömål”, http://www.sgu.se/dokument/fou_extern/lofgren-et-al.pdf,
(Slutredovisning SGU kontrakt 60-1533/2003), SGU 2003
Norin M, Magnusson J, Junoverken, Uddevalla Översiktlig miljöteknisk
markundersökning, (uppdrag NCC), 2006
Naturvårdsverket (1997a) Bakgrundshalter i mark, rapport 4640, ISBN 91-620-46403
Naturvårdsverket (1997b) Generella riktvärden för förorenad mark, rapport 4638,
ISBN 91-620-4638-1
Naturvårdsverkets rapport, (1997c) Bedömningsgrunder för Grundvatten, rapport
4915, ISBN 91-620-4638-1
Naturvårdsverket (1999a) Metodik för inventering av förorenade områden, rapport
4819, ISBN 91-620-4918-6
Naturvårdsverket (1999b) Vägledning för efterbehandling vid träskyddsanläggningar,
rapport 4953, ISBN 91-620-4953-1
- 58 -
Naturvårdsverket Hållbar sanering, (2006a/b) Laktester för riskbedömning av
förorenade områden (Huvudrapport och underlagsrapport 1a), Naturvårdsverkets
rapport 5535,
Naturvårdsverket Hållbar sanering, (2006c) Metallers mobilitet i mark, ISSN 02827298, rapport 5536, Stockholm
Naturvårdsverket Hållbar sanering, (2006d) Åtgärdslösningar – erfarenheter och
tillgängliga metoder, ISSN 0282-7298, Stockholm
Naturvårdsverket Hållbar sanering, (2007) Modeller för spridning av metaller från
mark till vatten, ISSN 0282-7298, rapport 5741, Stockholm
Nordberg D, Stenberg J (2005) Efterbehandling av träskyddsanläggningar,
Examensarbete via Institutionen för samhällsbyggnad, Luleå tekniska universitet,
2005:164 CIV
Nyhlén E (2004) Laktester för riskbedömning av förorenad mark, Examensarbete på
Institutionen för markvetenskap SLU, Uppsala 2004, ISSN 1102-1381
Olsson T, Persson P-O (2006) Bedömning och behandling av CCA-förorenad jord,
examensarbete via Luleå Tekniska Universitet
Persson A (2008) KI-hemsida,: 2008-02-29
http://ki.se/ki/jsp/polopoly.jsp?a=5728&d=2506&l=sv
Pettersson M, Södergren S, Jonsson K, Elert M, Huvudstudierapport för Ydrefors f d träförädling, Kemakta, Stockholm 2006 Rubel F (2003) Removal of Arsenic from Drinking Water by Adsorptive Media,
EPA/600/R-03/019, 2003
Smedley P L, Kinniburgh D G (2002) A review of source, behaviour and distribution
of arsenic in natural waters, Applied Geochemistry 17, pp 517-568
Sracek O, Bhattacharya P, Jacks G, Gustafsson J-P, Brömssen M (2004) Behavior of
arsenic and geochemical modeling of arsenic enrichment in aqueous enviroments,
Applied Geochemistry 19, pp 169-180
Statistiska centralbyrån (SCB), muntligen 2007-11-2
Stumm W, Morgan M J (1996) Aquatic Chemistry, 3de Edition ISBN 0-471-51184-6,
pp 628-629, USA
Sveriges Geologiska Undersökningars (SGU) hemsida,
http://www.sgu.se/sgu/sv/produkter-tjanster/nyheter/nyheter-2006/arsenikkartlagt.html, 2008-01-17
Vahter M (2006) Hälsorisker med arsenik i dricksvattnet, Karolinska institutet och
Socialstyrelsen, (konferansskrift och presentation) hämtad 2008-03-12
- 59 -
http://www.socialstyrelsen.se/NR/rdonlyres/71625552-C44A-4698-90ED44AFED699099/0/MarieVahterarsenik20061121.pdf
Welch A, Westjohn D B, Helsel D R, Wanty (2000) Arsenic in Ground Water of the
United States: Occurrence and Geochemistry
Vink B W, (1995), Stability relations of antimony and arsenic compounds in the light
revised and extended Eh-pH diagrams, Chemical Geology 130 (1996) s. 21-30
- 60 -
BILAGA 1. KORTFATTAT OM ARBETSMILJÖ; ARSENIK
UTE I FÄLT
Huvudansvaret för arbetsmiljön har arbetsgivaren, vilket även gäller vid arbete i förorenade
områden. I princip innebär detta att för varje uppdrag behövs en plan (Arbetsmiljöverket,
2002).
Innan påbörjande av arbetet är det bra att göra en noggrann inventering av området för att så
få oväntade saker som möjligt kan hända. Även om en fysisk inventering på plats gjorts kan
okända ämnen påträffas. Därför måste säkerheten hållas hög. Det finns gränsvärden för hur
stora luftföroreningar som är högsta godtagbara, hygiensiska gränsvärden. Många ämnen är i
stort sett lukt och färglösa, som arsenik (Arbetsmiljöverket, 2002).
På större arbetsplatser under ett pågående saneringsarbete måste olika zoner inrättas. I
innersta zonen är riskerna höga för att utsättas av hälsoskadliga ämnen (skyddsnivå A). Ju
längre ut ifrån skyddsnivå A man går, desto lägre risk för exponering. Innan en lastbil lämnar
området med förorenad massa måste de tvättas för att inte föroreningen ska spridas
(Arbetsmiljöverket, 2002).
Metaller
Metaller är luktlösa, men kan missfärga jorden i olika föreningar. Samma metall kan ha olika
missfärgningar på jorden beroende på vilken förening. Många olika metaller används inom
industrin. Risken att utsättas för speciellt tungmetaller är främst genom ofrivilligt intag genom
munnen exempelvis genom inandning av damm, förtäring, snus eller smutsiga saker i
munnen. Metaller påverkar kroppen på olika sätt. Arsenik absorberas snabbt i magen och
tarmarna.
INNE PÅ LABORATORIET
En riskanalys över arsenik behöver göras för ämnet.
Använd handskar och utför försöken i dragskåp (hela tiden). Då materialet kan damma
använd partikelfilter (P3) ett vanligt tunt engångsfilter räcker inte!
Överblivet material med arsenik är miljöfarligt avfall och ska samlas in som risk avfall. Arsenik
tillhör grupp C i arbetsmiljöverkets förordning, vilka är cancerframkallande ämnen (främst
lungcancer) och finns med i gränsvärdeslistan (CAS-nr 7440-38-2) (Arbetsmiljöverket, 2007).
Ämne/Gräns
Arsenik (As) och
oorg. förutom *),
totaldamm
* Arseniktrihydrid
Arsenikväte
-
Nivågränsvärde
-
Nivågränsvärde
0,01 mg/m3
Takgränsvärde
-
0,02 ppm
0,05 mg/m3
-
Tvätta händerna så fort som möjligt om kontakt med arsenik förekommit. (Arsenik är
även allergiframkallande)
Ingen förtäring av halstablett, tuggummi etc.
Ingen rökning (uppenbart!)
-1-
BILAGA 2. Riktvärden för förorenad mark och Mifo-utredning
Riktvärden för förorenad mark samt massor
Naturvårdsverket har satt upp generella riktvärden för förorenad mark. Noggrann
förklaring om användning samt riktvärdestabeller finns beskrivet i Naturvårdsverkets
rapport 4638 Generella riktvärden för förorenad mark. Det är riktvärden som gäller
för mineraljordar ovan grundvattenytan. De är beräknade för att gälla så många objekt
som möjligt i Sverige på ett specifikt område. Riktvärdena är inte juridiskt bindande
utan ska betraktas som rekommendationer. Riktvärdena tar inte hänsyn till samverkan
mellan olika föroreningar.
Naturvårdsverket har delat in riktvärdena i tre underkategorier, mindre känslig
markanvändning (MKM), mindre känlig markanvändnig med grundvattenuttag
(MKM GV) och känslig markanvändning (KM), beroende på markanvändning. Detta
efter exponeringsvägar, gruppen av människor som exponeras och skyddsvärdet för
miljön. Alla markanvändningskategorier tar hänsyn till miljöeffekter i området och
ytvattenrecipienten samt hur kommer i kontakt med jorden sker. Alla föroreningar kan
inte avlägsna inom rimliga nivåer ur ett miljömässigt samt ekonomiskt perspektiv.
Tabell 1
Naturvårdsverkets riktvärden för vissa metaller. Metallerna som är utvalda att
redovisas är antingen vanliga vid träimpregningar eller att man sett för höjda
halter vid Junoverken, Uddevalla.
Ämne\Riktvärde i [mg/kg
TS]
Arsenik
Bly
Kadmium
Koppar
Krom
Kvicksilver
Zink
KM
MKM GV
MKM
15
80
0,4
100
5
1
350
15
300
1
200
15
5
700
40
300
12
200
20
7
700
Avfallsgränsen för arsenik
Forskning pågår med försök att stabilisera CCA-förorenad jord med olika slags
järnoxider främst Fe0 (Lidelöw m.fl., 2007). Ju mer kristallformad järnoxiden är, ju
mindre arsenik adsorberar den. Om stabilisering av arsenik är möjlig skulle detta
kunna bidra till att lakbarheten av arsenik från jordmassorna minskar. I laktester i
form av perkolations- och skaktest visade att arsenikens lakbarhet minskade men
andra metaller som nickel och zink ökade. Ingen av sammansättningarna av CCAförorenad jord och järnoxid kom under den inert avfallsgränsen i försöket (se tabell
2). Inert avfall är material som inte förändras med tiden och som klassas som ofarliga
för miljö och människors hälsa. Det finns tre typer av avfall farligt avfall, icke farligt
avfall och inert avfall.
Tabell 2
Avfallsgräns enligt EU normer (Europeiska Unionens råd, 2003)
Inert avfall Icke-farligt avfall Farligt avfall
L/S mg/kg TS mg/kg TS
mg/kg TS
2
0,1
0,4
6
10 0,5
2
25
MIFO utredning
I Sverige har inventering av förorenade områden pågått de senaste åren sen 1999
genom så kallade MIFO-inventeringen (Metodik för Inventering av Förorenade
-2-
Områden) gjort av Länstyrelsen. Först görs en riskbedömning av marken med hänsyn
till människor och miljöns hälsa. I bedömningen görs oftast utan att ta några fysiska
prover istället ingår även parametrar som på toxiska effekter av föroreningen,
markanvändninsområde, vattensituationen (exempelvis vattenuttag),
spridningsföruttsättningar och jordens sammansättning (framförallt finmaterial).
Risken bedöms på en skala från ett till fyra, varav en fyra anses vara av låg risk. Fyra
aspekter beaktas; föroreningars farlighet, föroreningsnivå, spridningsförutsättningar
och känslighet/skyddsvärde, utifrån detta görs en riskbedömning för framtiden av det
förorenade området.
Referenser:
EU:s mottagningskriterier (2003) EU-rådets beslut av den 19 december 2002 om
kriterier och förfaranden för mottagning av avfall vid avfallsdeponier, Europeiska
gemenskapens officiella tidning 2003/33/EG.
Naturvårdsverket (2006) Lägesbeskrivning av efterbehandling av arbeten i landet Dnr
642-731-05 Rf]
-3-
BILAGA 3. Karta med arsenikhalter på hela området, samt i
djupled inom område A
Figur 1.
Högsta arsenikhalt i varje provtagningspunkt över fastigheten. Kartan är
hämtad från NCC marktekniska undersökning (Norin m fl, 2007).
-4-
Figur 2.
Arsenikhalten fördelat på djupet på delområde A. Avser arsenikhalt; <KM♦, KMMKM•, MKM-FA ∆, >FA□
-5-
BILAGA 4. Överslagsberäkning av arsenikmängd inom
område A
Hur mycket arsenik finns inom enbart område A?
Området uppskattas till 55x32 m
Djup: 2 m
Arsenikhalten i marken, skattas till: 200 mg As/kg jord
Jorden väger: 1800 kg/m3
(55*32*2) m3 * 1800 kg/m3 * 200 mg As/kg* =1,27 * 10^9 =1,3 ton As
-6-
BILAGA 5. Metallers (och organisktmaterials) förmåga att
binda till markpartiklar
Markpartiklar är ofta negativt laddade och har därmed en förmåga att attrahera positiva joner
och metaller, som binder till deras yta. Dessa komplex kan i sin tur vara mycket toxiska och
skapa stora problem. Det är framförallt markens minsta partiklar, kolloiderna som är laddade.
Det partikulära materialet har två huvudtyper av laddningar, permanenta och variabla.
Laddningarna finns på lermineral, Fe- och Al-oxider och humusämnen. Lermineral har
permanenta negativa laddningar som har sitt ursprung i strukturen (långsam
mineralomvandling). Den andra typen av laddningar sägs vara variabla efter pH-beroende
och kan vara både positiva och negativa utefter. De finns på kanterna av järn(Fe)- och
aluminium(Al)-oxider samt humusämnen. (Eriksson m fl., 2005).
För metaller varierar associationsgraden till partiklar mycket, till exempel är huvuddelen av bly
i dagvatten bundet till partiklar (80 – 90 %) (Person & Petterson, 2006). Flera studier visar att
metallhalten är relaterad till mängden partikulärt material. Detta påvisades även av Hallberg
(2006) i ett projekt för att rena dagvatten från vägar. Hallberg påpekar att ju mer partikulärt
material vattnet innehåller, ju högre andel av metaller påträffas. Metaller och organiskt
material kan binda till mineralpartiklar, framförallt genom två mekanismer, adsorption och
utfällning. Adsorption är den viktigaste processen.
Metaller är oftast katjoner, som nämnts innan, och har därför en låg löslighet i basiska miljöer
(bundna) medan i sura miljöer är de mer mobila. Lösta markpartiklar (suspenderade
materialet) är en viktig fälla för fria metaller eftersom när det suspenderade materialet
sedimenteras följer metallerna med. Genom att rena vatten från suspenderat material kan en
stor del av metaller och mer toxiska ämnen vara tillvaratagna.
Adsorption
Adsorption är ett samlings namn och innebär att de lösta ämnena attraheras till
mineralpartiklarnas yta. Detta kan ske både kemiskt och fysikaliskt. Adsorptionen av lösta
ämnen till mineralpartiklar och det organiska materialet (humusämnen) är en viktig faktor för
utlakning och tillgängligheten för växter. Vattnets pH, partiklarnas struktur och det lösta
ämnets kemiska och fysikaliska egenskaper har betydelse för hur stark absorption blir.
Figur 7.1
Adsorptionen till en yta kan vara stark eller svag. Molekylen som binder kan
antingen behålla sin form eller ändra struktur.
Elektrostatiska bindningar
Adsorptionen är svag då Van der Waals- bindningar uppstår mellan partikeln och ytan på
grund av elektrostatiska bindningar. Lösta ämnen bildar yttersfärskomplex med ytan, vilket
innebär att ämnet som binds inte ändrar struktur (behåller oxidationstalet). Laddningen på
mineralpartiklarna och humusämnena ger upphov till elektriska fält som neutraliseras av att
motsatt laddade joner dras till fältet. En laddad jon binder inte direkt till ytan utan har ett skikt
av vattenmolekyler emellan. Vilka joner som binds beror på dess laddning och koncentration.
Om starkare joner frigörs kommer de att konkurrera ut de svagare till lösningen och en
jonbytesprocess uppstår (Gustafsson m.fl., 2003).
Ytkomplex
Vid en kemisk reaktion mellan partikeln och ytan blir istället bindningen starkare (kovalent
bindning). Till skillnad ifrån elektrostatiska bindningar binder jonen direkt på ytan via
innersfärskomplex och kan inte bytas ut lika lätt. En bunden partikel kan bli utkonkurrerad av
-7-
en annan starkare jon som också bildar ytkomplex. De flesta metalljoner är positiva (katjoner),
vilka vill ingå i komplex med hydroxylgrupper på oxidytor eller med karboxylgrupper på
humusämnen (Gustafsson m.fl., 2003).
Utfällning
Utfällning sker i marken om ett ämnets koncentration är tillräckligt hög. Utfällning innebär att
jonaktiviteten överskrider löslighetskonstanten och fälls ut som sekundära mineral (oorganiskt
ämne). Ett exempel på detta är Al3+ vilken är en vanligt förekommande jon och bildar med tre
hydroxylgrupper Al(OH)3. En metalls benägenhet att bilda fällning är ofta avgörande för hur
mycket som kan lakas ut.
Olika faktor som påverkar bindningen
Hur mycket som binder till markpartiklarna och påverkar därmed Kd-värdet beror även på yttre
faktorer som till exempel pH, specifik yta på partiklarna, redox-förhållandet, och salthalten
(Håkansson, 2005).
pH
Om pH ökar (går mot basiskt, fler OH-) kommer antalet negativa laddningar i lösningen att
öka och om pH sjunker ökar antalet positiva (H+). Detta gör att fördelningen av positiva och
negativa joner varierar runt den specifika ytan. Vanligtvis är urlakning av ämnen till lakvattnet
beroende på pH-värdet. Ofta lakas mer ut vid låga pH samt höga pH. Däremellan lakas
mindre ut. Detta beror på att vid låga pH-värden är ytan på jordmaterialet belamrad med
positiva vätejoner och vid höga pH med negativa hydrooxidjoner. En negativ yta motverkar
adsorption av anjoner och en positiv yta av katjoner. För de flesta metaller som är positivt
laddade lakas de lättare ut vid lågt pH. (Naturvårdsverket Hållbar Sanering, 2006).
Specifikyta på partiklarna
Partikelytans storlek har en betydande roll för hur stor andel metalljoner som det
suspenderade materialet kan binda. Ett finkornigt material har en större yta och kan binda
mer än ett grovkornigt. Kornstorleken och andelen metalljoner partikeln kan binda är inte helt
proportionellt mot varandra. Halten lera spelar också en betydande roll för andelen bundna
metaller. Lerpartiklar har stor specifik yta och är negativt laddade och binder därför lätt
metalljoner (katjoner) (Maxe L, 2003), medan sand binder lägre halter. Intressant var dock att
man kunde se att vissa metallers andel som kadmium, koppar och zink var högre i det
grovkorniga sedimentet än finkorniga. Den organiska halten ökar med minskad kornfördelning
(Jacobsson m.fl., 2005).
Figur 2
Specifika ytan per viktenhet är betydande för antalet arsenikatomer som kan
bindas.
Redox-förhållanden
En faktor som kan vara av betydande roll är markens reduktion- och oxidationsförhållande.
Vilken oxidationsform som jonerna befinner sig i har betydelse för hur rörliga de är. En
tvåvärd jon är i regel mer mobil än en trevärd jon. Reducerade former indikerar låg syrehalt,
då syre är den vanligaste elektronacceptorn. (Nyhlén 2004) Reducerande förhållande
uppstår om markens biologiska aktivitet är hög, orört markvatten (inget diffunderat syre) eller
om marken är vattenmättad (Eriksson 2005).
Salthalten
Laboratoriexperiment visar att vattnets salthalt har viss inverkan på hur och i vilken grad
metaller binder till partiklar. Vid ökad salthalt binds mer järn och bly till det suspenderade
materialet, medan metallerna kadmium, kobolt, nickel, mangan och zink ökar i den lösta
fasen. Anledning till detta förhållande antas vara att saltvatten ofta innehåller andra joner som
kalcium, magnesium, kadmium och klorid. Dessa konkurrerar med de andra metallerna om
-8-
bindningsställena på partiklarna och skjuter undan de mindre laddade jonerna ut i lösningen.
(Johansson, 2005)
Metallers bindningsförmåga
Metaller i marken fastläggs olika hårt. Vissa metaller som arsenik, kvicksilver och bly är giftiga
redan i mycket små mängder och räknas inte till de essentiella.
Trevärda aluminium- och kromjoner hydratiseras lätt. Jonerna förekommer i fri form under pH
4-5, men är hydratiserad vid pH över 4-5 och styrs av löslighetsjämvikten. Metalljonerna är
mycket starkt absorberade till suspenderat material. Den trevärda aluminiumjonen är mer
toxisk än den tvåvärda jonen.
Koppar, bly och kvicksilver bildar också gärna komplex med hydroxyl-, karboxyl- och
fenolgrupper. Detta gör att de är starkt absorberande och förekommer enbart i låga halter av
fria joner. Absorberande metaller är kadmium, nickel och zink, vilkas rörlighet beror av pH,
andelen organiskt material och markpartiklarnas struktur. Svagt absorberande metaller är
främst stora joner med lägre laddning som kalcium, magnesium, kalium och natrium.
(Gustafsson m.fl. 2005)
Organiska ämnen
Organiska ämnen skiljer sig från oorganiska ämnen, som metallerna i egenskap att de med
tiden bryts ned (till oorganiska metalljoner). Organiska ämnen består mestadels av kol, syre
och väte. Organiskt material kan delas in i olika grupperingar beroende på strukturen. Vissa
organiska föreningar kan vara svårnedbrytbara, vilket kallas för stabila. Stabila föreningar är
halogenerade (innehåller klor, flour eller brom). De är viktiga ur miljösynpunkt och kallas ofta
för miljögifter. PCB, DDT och bromerade flamskyddsmedel är exempel på ett
uppmärksammade miljögifter, som skadar naturen och tar lång tid att bryta ner. (Gustafsson
m.fl., 2005) Miljögifterna ansamlas i högst upp i näringskedjan, hos toppredatorer.
Mobiliteten och retentionen för organiska föreningar beror på nedbrytningen (kemiskt och
biologiskt), förångning samt absorptionen. Ämnets egenskaper spelar en viktig roll. Kemiska
och fysiska egenskaper är viktiga som molekylens form och vikt, laddning, storlek, polaritet
och fettlöslighet. Absorptionen av ett organiskt ämne beror i huvudsak på polariteten. Oftast
är ett organiskt ämne opolärt, vilket gör det till hydrofobt och absorberar gärna till partiklar. Ju
mer hydrofobt ett ämne är, ju starkare blir absorptionen till partiklar (Nyhlén 2004).
Polyaromatiska kolväten (PAH) är starkt hydrofoba och hittas nästan uteslutet bundet till
partiklar. (Gustafsson m.fl. 2005)
Referenser
Gustafsson J-P, Jacks G, Simonsson M, Nilsson I, (2005) Soil and Water Chemistry,
(kursmaterial för W3) utgiven via KT H och SLU
-9-
BILAGA 6. Fraktionsuppdelning
Analyssvar sammanställt för de olika fraktionerna. Jordproverna skickades in torkade och
siktade till Analycen. Siffror i kursivt visar de metaller som inte minskar med minskande
kornstorlek på fraktionen.
NCC 0701 0,05-0,5 m
<0,125
NCC0701 1-1,5 m
0,125-0,4
>0,4
<0,125
NCC0704 0,5-1 m
0,125-0,4
>0,4
<0,125
0,125-0,4
>0,4
99,1
99,5
99,7
97,7
98,4
98,8
98,8
99,6
As
14
13
6,2
43
38
23
490
100
98,8
71
Cd
1,7
0,79
0,09
0,67
0,38
0,14
1,8
0,1
0,12
Co
21
12
5
36
33
23
9
3,3
10
Cr
86
51
25
160
160
130
170
39
39
Cu
350
290
54
370
330
260
100
24
30
Fe
81700
60300
20100
214900
203300
161900
18200
6500
25300
Ni
76
46
16
130
120
93
15
5
16
Pb
1600
620
39
370
180
7,9
49
12
34
V
67
40
23
130
140
110
38
12
38
Zn
780
450
54
340
220
22
220
64
180
NCC 0714 0-0,5 m
<0,125
NCC 0714 0,5-0,8 m
0,125-0,4
>0,4
<0,125
0,125-0,4
>0,4
99,3
99,7
99,7
98,4
99,3
99,3
As
780
370
20
12200
1800
1200
Cd
3,7
1,7
0,09
59
10
4,6
Co
5,3
3,2
2,3
13
4,8
4,8
Cr
250
86
3,5
950
230
300
Cu
190
54
6,4
760
180
130
Fe
10100
5900
1000
28500
9200
12100
Ni
6,6
4
2,3
20
7,4
7,7
Pb
30
11
1
47
10
25
V
18
10
9
58
20
20
Zn
170
73
9,2
10200
1400
1100
- 10 -
Fraktionsuppdelning; linjärt samband mellan As och Fe
Diagram med järnhalt plottad emot arsenikhalten. Linjärt samband.
y = 1,6529x + 8225,2
R2 = 0,965
25000
250000
20000
15000
10000
NCC 0714 0,5-0,8 m
5000
Linjär (NCC 0714 0,5-0,8 m)
150000
100000
2000
4000
6000
8000
0
10000 12000 14000
0
Arsenikhalt [mg/kg TS]
20
30
40
50
30000
y = 11,925x + 1016
R2 = 0,9919
10000
Järnhalt [mg/kg TS]
Järnhalt [mg/kg TS]
10
Arsenikhalt [mg/kg TS]
12000
8000
6000
4000
NCC 0714 0-0,5 m
2000
25000
20000
y = 3,1747x + 15967
R2 = 0,0061
15000
10000
Linjär (NCC 0714 0-0,5 m )
NCC 0714 0-0,5 m
5000
Linjär (NCC 0714 005 )
0
0
0
200
400
600
800
1000
90000
80000
y = 7172,8x - 25346
R2 = 0,9475
70000
60000
50000
40000
30000
20000
NCC 0701 0,05-0,5 m
Linjär (NCC 0701 0,05-0,5 m )
10000
0
0
5
10
0
100
200
300
400
Arsenikhalt [mg/kg TS]
Arsenikhalt [mg/kg TS]
Järnhalt [mg/kg TS]
NCC0701 1-1,5 m
Linjär (NCC0701 1-1,5 m )
50000
0
0
y = 2675,4x + 100620
R2 = 0,9989
200000
Järnhalt [mg/kg TS]
Järnhalt [mg/kg TS]
30000
15
Arsenikhalt [mg/kg TS]
- 11 -
500
600
BILAGA 7. Jordprover
Metaller analyserade på de blandade jordproverna. Analysen är utförd på Analytika. Vissa
ämnen har två olika detektionsgränser i tabellen, vilket beror på jord C innehöll högre halter
än de andra proverna och späddes därför mer i provberedningen för att inte kontaminera
analysapperaturen eller överstiga högsta detektionsvärdet.
mg/kg TS
Jord A
Jord B
Jord C
TS
81,1
74,4
74,4
Al
8430
19200
20600
As
40,6
71,1
1520
Ba
-
82,1
-
Be
<0,06
0,962
0,657
Cd
2,35
<0,1
<1
Co
17,4
7,04
13,5
Cr
87
41,3
883
Cu
23300
23,6
157
Fe
100000
25100
67500
Hg
19,6
<1
<10
Li
9,4
22,1
24,2
Mn
756
286
493
Mo
7,18
1,71
<4
Ni
130
14,9
50,7
P
855
570
1020
Pb
2260
18,7
36,8
Sr
45,1
30,5
46
V
76,9
46,3
76,2
Zn
1860
96,3
426
Analyser utförda för polycykliska aromatiska kolväten, PAH. Analysen är utförd på Analycen.
mg/kg TS
Jord A
Jord B
Jord C
TS
81,1
78,4
74,4
Naftalen
0,038
0,015
0,054
Acenaftylen
0,011
<0,01
<0,01
Acenaften
0,089
<0,01
<0,01
Flouren
0,078
0,014
0,011
Fenantren
0,32
0,092
0,092
Antracen
0,084
0,035
0,019
Flouranten
0,57
0,16
0,17
Pyren
0,51
0,13
0,16
^bens(a)antracen
0,27
0,059
0,075
^krysen
0,32
0,078
0,097
^bens(b)flouranten
0,23
0,059
0,086
^bens(k)flouranten
0,25
0,059
0,084
^bens(a)pyren
0,37
0,086
0,11
^dibens(ah)antracen
0,025
<0,01
<0,01
Benso(ghi)perylen
0,15
0,032
0,06
^indeno(123cd)pyren
0,14
0,033
0,056
Summa 16 EPA-PAH
3,5
0,85
1,1
^PAH cancerogena
1,6
0,37
0,51
PAH övriga
1,9
0,48
0,57
- 12 -
Speciering av arsenik gjordes på de blandade jordproverna. Specieringen är utförd på
Analytika. Observera att det är mg/kg och inte mg/kg TS. Jorden är inte torkad innan analys.
mg/kg
As(V)
As(III)
DMA
Summan av
specierna
MMA
Jord A
0,466
0,021
0,0055
0,0092
Jord B
2,69
0,04
<0,0002
0,0085
2,7387
Jord C
41,2
0,525
<0,0002
0,094
41,8192
- 13 -
0,5017
BILAGA 8. Förstudie
Förstudie 1
70
1,2
1
Arsenikhalt [μg/l]
60
0,8
0,6
Arsenikhalt [μg/l]
50
0,4
40
0,2
0
DMA
30
MMA
20
Omrörd bägare
Kvävgas i bägare
10
0
As(V)
As(III)
DMA
MMA
Figur 1.
Arsenikens olika former i förstudie 1. I diagrammet visar att i en syrerik
miljö är det främst As(III) som dominerar medan i en inert miljö är det
främst As(V).
Tabell 1.
Specierings resultat för förstudie 1
Förstudie 1
Omrörd bägare
Bägare med kvävgas
As(V)
As(III)
DMA
ug/l
ug/l
ug/l
MMA
ug/l
2,5
46,9
1,1
0,54
61,5
29,8
0,45
0,35
K = provet är konserverat direkt efter laboration på Chalmers, f = inte filtrerat förrän
provet skulle analyseras. Om K saknas har inte provet blivit konserverat förrän precis
innan analysen. Alla värden är i µg/l.
- 14 -
- 15 -
62
129
0,54
248
1933
Sr
Tl
Zn
As
22471
K
u.d
0,15
In
Pb
0,22
Ga
11
2145
Fe
51774
113
Cu
Ni
u.d
Cr
Na
5,4
Co
56
u.d
Cd
Mn
34033
Ca
11946
0,69
Bi
u.d
11
Ba
Mg
144
Al
Li
u.d
Ag
2860
484
7,85
409
u.d
68
168014
378
38860
56
81796
0,77
6
15255
36
578
21
3,4
110384
2,7
38
730
3,0
kvävgas, K kvävgas, K
61
63
175
878
19,57
454
49,72
143
242112
517
39543
216
153510
2,1
14
37776
87
1497
58
8,05
138871
5,7
40
1362
9,3
kvävgas
64
140
440
6,04
179
8,26
81
86158
194
15777
26
48750
0,51
3,3
15645
17
330
49
0,31
48414
6,8
17
652
2,1
kvävgas
65
66
67
68
69
120253
1423
6,15
342
93
143
92758
1308
41904
126
84735
0,71
33
120892
277
1102
59
3,03
70321
1,5
352
67520
1,3
49685
2147
6,85
514
149
214
125665
2065
65650
178
106976
0,78
53
195016
426
1759
89
4,5
107251
2,04
541
111042
2,3
15840
63615
6,3
4240
2093
5998
108567
41138
415216
866
205712
2,3
172
4292082
28505
103998
1612
138,9
765533
1,6
4082
822786
4,4
345
1161
7,9
372
49
120
128647
781
36315
86
81665
0,32
17
68113
251
1366
36
5,3
91197
3,3
155
20055
4,9
302
2183
14
693
115
201
261107
1305
66095
207
160049
0,93
28
101923
361
2317
70
10,5
180434
5,3
255
30379
9,3
omrörd, övrefaomrörd, övrefas omrörd, undrefa kvävgas, K, f kvävgas, K, f
71
255
577
11
531
u.d
88
200577
609
43326
71
103377
0,61
6,6
18900
71
635
26
4,5
148966
3,1
45
1378
4,1
322
598
11
1130
11
141
233756
2527
100139
140
135074
0,81
10,0
24637
51
966
38
6,1
317320
3,4
67
1772
6,9
omrörd, övrefas omrörd, undrefas, f
70
82
83
5,8
6,5
2660
466
32,5
7080
179
1,58
507
241
74783
17
5365
5177
6620
61996
46371
87
19950
16
2068
2080
1568
59230
11173
341843 127394
764
324473 316028
3,76
582
6375681 1173417
36522
108093 13888
1858
168,5
1040693 386465
8,3
6111
889208 365439
6,8
21
5624
11
487
463
481
25858
3593
36043
153
81441
0,81
50
420168
2191
7021
147
15,1
126045
4,9
588
74303
6,8
vitfällning ljust lager på botten märkt lager på botten
81
Förstudie 2.
40
1,6
35
1,4
1,2
Arsenikhalt [μg/l]
30
Arsenikhalt [μg/l]
25
20
1
0,8
0,6
0,4
0,2
15
0
As(III)
DMA
MMA
10
Omrörd bägare
Kvävgas i bägare
Orörd bägare
5
0
As(V)
As(III)
DMA
Figur 1
Arsenikspecieringen för förstudie 2
Tabell 1
Specierings resultat för förstudie 2
Förstudie 2
Tabell 2
As(V)
As(III)
DMA
ug/l
ug/l
ug/l
MMA
MMA
ug/l
Omrörd bägare
20,5
1,4
1,1
N2 i bägare
37,8
1,3
0,6
0,4
Orörd bägare
12,8
1,4
<0,1
<0,1
<0,1
Resultat på metaller ifrån förstudie 2 utförd på Analycen
µg/l
Omrörd
bägare
Kvävgas i
bägare
Orörd
bägare
Al
403
61,6
81,3
As
20,8
32,9
12,4
Ba
8,34
5,25
4,62
Ca
37500
33400
27400
Cd
<0,05
<0,05
<0,05
Co
<0,2
0,222
0,398
Cr
<0,9
<0,9
<0,9
Cu
6,06
5,52
3,72
Fe
72,8
38,8
52,4
Hg
0,0287
<0,02
<0,02
K
13200
12200
9440
Mg
9990
9690
8070
Mn
81,6
95,7
113
Na
33800
32300
29000
Ni
2,98
3,02
2,8
Pb
<0,6
<0,6
<0,6
S
51500
45100
37900
Zn
<4
<4
5,65
- 16 -
Tabell 3
Jämförelse mellan specieringsresultat när proverna har analyserats direkt,
jämfört analys av samma prov 2 veckor senare. Proverna har förvarats i
kylskåp.
Omrörd bägare Kvävgas i
Orörd bägare
bägare
[µg/l]
direkt Efter
direkt
Efter
direkt
Efter
ca 2 v
ca 2 v
ca 2 v
Arsenit As(III)
1,4
0,54
1,3
0,68
1,4
1,4
Arsenat As(V)
20
20
38
37
13
13
DMA
1,1
0,6
0,6
0,4
<0,1
<0,1
MMA
<0,1
0,2
0,4
0,3
<0,1
<0,1
- 17 -
7,8
0,9
33527
u.d
4,06
u.d
u.d
459
u.d
0,08
15694,22
u.d
Ba
Bi
Ca
Cd
Co
Cr
Cu
Fe
Ga
In
K
Li
u.d
u.d
16173
0,06
u.d
480
u.d
u.d
3,75
u.d
34465
0,75
6,8
167
- 18 -
36416
6,67
u.d
117
u.d
541
25
Na
Ni
Pb
Sr
Tl
Zn
As
4,3
122
u.d
121
u.d
4,33
27
38046
Mn 25
10747
311
Al
Mg 10625
u.d
Ag
42
omrörd, K
41
omrörd, K
43
6,3
1980
7,4
466
3,02
58,9
146386
340
41833
75,33
74659
1
5,42
12789
155,4
514,0
20,7
4,3
151165
4,3
37
1673
2,5
omrörd
44
5,5
397
u.d
129
u.d
3,22
42261
22
10817
u.d
19693
0,02
0,47
220
u.d
u.d
3,42
u.d
46102
0,66
32
358
u.d
omrörd
45
6,0
424
u.d
113
u.d
4,23
36677
32
10277
u.d
14538
0,08
u.d
325
u.d
u.d
3,51
u.d
39268
0,65
4,6
55
u.d
kvävgas, K
46
16
591
u.d
119
u.d
4,5
37128
33
10474
u.d
14774
0,09
u.d
385
u.d
u.d
3,46
u.d
45942
0,86
6,0
84
u.d
kvävgas, K
47
122
866
u.d
117
u.d
5,09
36079
32
11212
u.d
15388
0,08
u.d
177
u.d
u.d
2,51
u.d
36746
0,61
6,83
473
u.d
kvävgas
48
437
911
u.d
116
u.d
6,5
36707
33
11226
u.d
15716
0,08
u.d
165
u.d
u.d
3,12
u.d
35447
1,7
6,97
175
u.d
kvävgas
49
477
293
u.d
92
u.d
5,06
30603
46
8355
u.d
11877
0,08
u.d
206
u.d
u.d
3,47
u.d
26367
0,60
4,45
42
u.d
orörd, K
50
176
797
u.d
91
u.d
5,9
30966
49
8747
u.d
11784
0,01
u.d
493
103,56
u.d
4,39
u.d
24519
0,77
7,24
146
u.d
orörd, K
51
52
0,5
5,88
56
u.d
orörd
u.d
u.d
0,61
7,13
308
u.d
0,03
u.d
173
u.d
u.d
2,75
u.d
0,02
u.d
174
u.d
u.d
2,92
u.d
52
8993
u.d
17
10435
2951
341
u.d
96
u.d
5,1
4352
395
u.d
98
u.d
4,3
25749
276
u.d
119
u.d
17,8
32461 33052 36668
59
8797
u.d
12055 12314 15447
0,03
u.d
204
32,44
u.d
2,99
53
omrörd, K, f
26760 27995 35479
0,42
7,65
112
u.d
orörd
Tabell 4
K = provet är konserverat direkt efter laboration på Chalmers, f = inte filtrerat
förrän provet skulle analyseras. Om K saknas har inte provet blivit konserverat
förrän precis innan analysen. Alla värden är i µg/l.
BILAGA 9. Skakförsök
Tabell 1
mg/l /skakning i
Analysresultat av metaller från skakförsök
Test
Jord A
6h
6h
Jord B
18 h
As
<0,0005
Cd
<0,0001
Co
<0,001
0,0017
Cr
<0,001
0,001
Cu
0,0036
Ni
<0,001
Pb
V
Zn
Jord C
18 h
6h
18 h
0,0015
0,031
0,038
0,034
0,028
<0,0001 <0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,001
<0,001
<0,001
0,0019
<0,001
<0,001
0,0017
0,0065
0,0013
0,0016
0,0064
0,0021
0,0085
0,014
0,016
0,023
0,0037
0,0014
0,002
0,003
0,0084
0,0041
<0,0005
<0,0005 <0,0005
0,00071
0,0036
<0,0005
<0,0005
<0,0005
<0,0005 <0,0005
0,0051
0,01
0,00074
0,00092
0,01
0,025
0,052
0,011
0,051
0,0017
6h
0,015
<0,005
- 19 -
u.d.
13
446
3,2
Co 20
Cr u.d.
Cu 43
Fe 293
Ga 19
- 20 -
510
Mn 511
2
513
28486
36
36566
3,1
2,8
833
24
65
6,9
3,1
75304
37
30
63
6,6
C
3
501
28309
36
36108
2,5
2,4
143
15
u.d.
6,2
1,2
72758
24
24
17
5,4
C
4
513
29711
31
37922
2,2
2,4
187
25
u.d
6,3
90,6
78804
16
28
86
2,6
C
5
188
41740
25
43309
1,7
2,8
456
305
u.d
6,1
0,8
86341
14
53
416
2,0
B, K
6
183
41718
17
43324
1,5
2,6
226
3,1
u.d
4,5
1,9
87706
7,9
52
314
1,5
B, K
7
171
42541
14
44004
1,3
2,0
251
3,7
u.d
4,7
1,9
94541
7,6
52
237
1,1
B
15
u.d.
315
8,3
380
29
Ni 30
Pb 3,2
Sr 328
Tl 41
Zn 534
As 30
35
469
5,4
323
u.d.
15
u.d.
509
3,2
316
u.d.
15
u.d.
1127
2,9
326
u.d.
16
u.d.
1382
2,2
387
u.d.
9,1
u.d.
364
1,8
391
u.d.
5,3
u.d.
263
1,2
402
u.d.
7,1
Na 120763 118854 122614 120379 125188 285976 290402 300577
52
27647
Li 113
Mg 27151
5,1
8,2
Cd 17
35435
2,3
Ca 80031
K 34936
75868
Bi 398
In 26
26
94
Ba 39
14
234
C, K
Al 463
1
Ag 88
C, K
8
9
10
227
45571
17
47928
1,1
2,3
2432
48
u.d
42
0,8
96264
16
60
408
1,1
B
11
12
3,6
57
344
0,47
A, K
3,3
53
463
0,33
A
13
2,9
54
8,03
0,36
A
14
15
3,3
13
109
u.d
Test
2,2
14
697
0,15
Test
16
0,6
1,3
1656
0,48
u.d
5,6
3,1
0,5
1,3
334
6,6
u.d
5,0
0,4
0,4
1,0
147
5,5
u.d
4,9
0,3
0,4
0,1
147
u.d
u.d
4,3
0,9
0,5
0,4
118
u.d
u.d
2,9
2,9
5,9
u.d
u.d
u.d
1169
1189
941
1158
u.d
25658 27394 28201 27861 352
u.d
u.d
504
u.d
17071 18262 20073 18970 1540 1796
0,7
1,7
1466
5,5
u.d
13,0
0,2
71097 75619 81324 75119 7732 8387
3,5
52
36
0,57
A, K
u.d.
1853
1,7
405
u.d.
10
27
24526
1,8
423
u.d.
818
23
8089
0,99
550
u.d.
229
25
991
0,71
577
14
8,0
22
811
0,49
595
u.d.
9,5
23
578
0,40
586
u.d.
430
u.d
377
0,24
12
u.d.
3,3
u.d
435
0,40
12
u.d.
0,7
299188 317360 61333 64421 66663 65442 4625 4688
183
43732
11
45097
1,3
2,2
514
16
u.d
5,1
2,3
99804
7,0
56
323
0,88
B
Tabell 2
Skakförsök 6 h. Analysvärden från Chalmers.
A = jord A, B = jord B, C= jord C, K = provet är konserverat direkt efter
laboration på Chalmers. Om K saknas har inte provet blivit konserverat förrän
det nått analyslaboratoriet. Alla värden är i µg/l.
15566
u.d
8150
111,5
16089
u.d
7405
- 21 -
96,3
As
Pb
Sr
Tl
Zn
Na
Ni
22938
7,8
u.d
89
0,19
775
36
20660,57
7,6
u.d
85
0,16
237
54
13585
Li u.d
Mg 6873
Mn 94,78
K
u.d
1783
34
24078
12,2
u.d
111
0,6
35
413
0,76
0,53
u.d
28
557
0,35
0,29
Cu 22
Fe 381
Ga 0,46
In 0,39
u.d
821
13
2,0
52187
1,05
4,03
u.d
1553
12
0,15
671
13
C
23
2,1
25554
0,57
3,73
C, K
C, K
2,6
22228
Cd u.d
Co 4,08
Cr u.d
Ag
Al
Ba
Bi
Ca
22
21
310
33
21630
8,0
u.d
87
0,12
95,4
13999
u.d
6978
18
261
0,11
0,21
u.d
1,4
23867
u.d
3,87
u.d
272
7,9
C
24
745
u.d
22193
8,4
u.d
91
u.d
98,0
14760
u.d
7559
19
313
0,07
0,27
u.d
1,6
28139
u.d
3,7
u.d
270
9,0
C
25
453
u.d
2224
1,5
u.d
12
0,03
u.d
2489
u.d
325
u.d
172
u.d
0,25
u.d
1,4
11853
u.d
3,3
u.d
10
2,1
milli-Q
26
838
u.d
2708
6,7
u.d
12
u.d
u.d
3146
u.d
657
4
228
u.d
0,2
u.d
1,4
11106
u.d
3,2
u.d
22
1,2
milli-Q
27
816
u.d
58212
12,9
u.d
124
1,2
19,5
19689
u.d
11395
26
3889
4,0
0,35
15,68
2,1
35761
0,18
6,84
0,19
2162
106
B, K
28
326
u.d
42198
5,1
u.d
87
u.d0,14
u.d
12904
u.d
7994
7,3
1591
1,7
0,17
u.d
1,3
21711
u.d
3,85
u.d
1542
74
B, K
29
679
14
45273
15,0
u.d
97
0,22
u.d
14518
u.d
8858
10,3
1564
2,5
0,18
u.d
1,2
31200
u.d
3,63
u.d
1560
77
B
30
1173
18
40579
4,9
u.d
86
u.d
u.d
13655
u.d
8713
6,5
1034
1,5
0,16
u.d
1,0
24938
u.d
3,57
u.d
1453
69
B
31
483
99
6920
2,3
u.d
275
u.d
150
7461
u.d
6810
u.d
190
1,6
0,17
u.d
1,1
45561
u.d
3,47
u.d
u.d
77
A, K
32
734
14
7264
4,6
u.d
293
0,03
160
8079
u.d
7428
u.d
325
1,2
0,15
u.d
1,3
46345
u.d
3,48
u.d
-0,6
65,08
A, K
33
412
25
7630
4,8
u.d
291
u.d
161
7855
u.d
7085
u.d
310
1,3
0,14
u.d
1,1
50999
u.d
3,97
u.d
61,85
68,48
A
34
856
26
8710
5,4
u.d
298
0,46
162
8160
u.d
7244
u.d
207
1,5
0,21
u.d
0,8
54459
0,52
3,84
u.d
173,73
73,01
A
35
790
25
7542
4,0
u.d
292
u.d
161
8028
u.d
7550
u.d
205
1,1
0,11
u.d
0,7
47697
u.d
3,32
u.d
u.d
74,77
A
36
Tabell 3
Skakförsök 18 h. Analysvärden från Chalmers.
A = jord A, B = jord B, C= jord C, K = provet är konserverat direkt efter
laboration på Chalmers. Om K saknas har inte provet blivit konserverat förrän
det nått analyslaboratoriet. Alla värden är i µg/l.
BILAGA 10. Grundvattenanalyser
2007-11-21 NCC
Grundvattenprov som har behandlats olika på laboratoriet, ena filtrerat (< 0.45 µm) och andra
ofiltrerat. Med bortfiltrerade partiklar reduceras metallhalten till ungefär halva analysvärdet för
alla metaller, utan nickel.
Tabell 1
Ofiltrerat
mg/l
1,3
<0,0001
<0,001
0,021
0,0012
0,0034
<0,0005
0,00055
0,011
As
Cd
Co
Cr
Cu
Ni
Pb
V
Zn
Tabell 2
Värden hämtade från ett dricksvattenpaket (enligt SLV 3) och en ordinarie
metallanalys. Båda proven har filtrerats innan analys, utfört av Analycen.
mg/l
Tabell 3
Filtrerat
mg/l
0,61
<0,00002
0,00064
0,0094
0,00085
0,0052
<0,00005
<0,0002
0,0044
mg/l
Al
0,0017
K
15
As
0,61
Mg
16
Ca
84
Mn
1
Cd
0,00002
Na
110
Co
0,00064
Ni
0,0052
Cr
0,0094
Pb
0,00005
Cu
0,00081
V
0,0002
Cu
0,00085
Zn
0,0044
Fe
0,023
Värden hämtade från ett dricksvattenpaket (enligt SLV 3). Provet har filtrerats
innan analys, utfört av Analycen.
Turbiditet
230
Lukt styrka vid 20ºC
svag
Luktart
obestämd
Färgtal
110
Mg Pt/l
Hårdhet total
15
dH
pH
7,2
Konduktivitet
112
mS/m
Alkalinitet
320
mg HCO3
Klorid
230
mg/l
Kemisk syreförbrukning -COD
19
mg/l
Ammonium-nitrogen
4,1
mg/l
Nitrat-nitogen
<0,01
mg/l
Nitrit-nitogen
<0,002
mg/l
Fosfatfosfor
0,076
mg/l
Flourid
0,21
mg/l
- 22 -
FNU
Sulfat
Tabell 4
<1,0
Speciering av arsenik på grundvattenprovet utfört av Analytika.
As(III)
As(V)
DMA
ug/l
ug/l
ug/l
1620
Tabell 5
pH
Konduktivitet
(µS/cm)
Al
As
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
Tabell 6
MMA
ug/l
33
2,8
<0,5
2007-12-17 och 19 Golder Associate
GA1
7,49
666
GA2
6,54
2114
GA3
7,21
>3999
GA4
7,15
>3999
GA5
6,79
2893
GA6
7
1815
GA7
7,19
865
GA8
6,64
1563
GA9
6,75
1218
GA10
6,45
1239
GA11
6,53
449
Gr
6,5
1650
1820
4,21
<0,05
2,16
7,71
<0,02
5,86
9,38
25,9
20,9
<3
<0,05
<0,5
1,3
0,028
5,48
0,887
18,7
35,2
<10
<0,05
<0,5
<1
0,0413
5,29
0,405
11,8
71,9
109
<0,05
0,595
1,71
0,0226
6,99
0,83
17,1
15,8
527
<0,05
16,1
<1
0,0227
2,41
<0,2
35
41,4
56,5
<0,05
0,536
<1
0,228
2,93
0,444
10,5
771
15,5
<0,05
<0,5
1,45
0,0287
1,8
0,477
6,68
4,3
11,2
<0,05
<0,5
<1
0,0735
2,14
<0,2
15,9
27,3
25,1
<0,05
<0,5
2,08
0,0274
2,04
0,313
22,2
185
2,64
<0,05
<0,5
1,09
0,0266
2,13
0,403
8,12
918
2,59
<0,05
0,621
<1
0,0239
2,85
0,795
10,3
20,5
42000
<0,05
53,7
1,95
0,0244
22,6
0,384
129
Speciering av arsenik på grundvattenprovet från Gr 2007-11-27 utfört av
Analytika.
As(III)
As(V)
DMA
ug/l
ug/l
ug/l
ug/l
150,5
<0,56
0,47
34500
<0,56
<0,30
GA4 <0,19
Gr 27200
Tabell 7
mg/l
MMA
2008-02-07 Golder Associate. Ytterligare en komplettering gjordes den 2
februari 2008 och grundvattenprov tog från Gr. Ett prov filtrerades i fält samt ett
prov som skickades in (syrauppslöts innan analys) och ett annat prov
filtrerades på laboratoriet innan analys istället.
Gr, filtrerat i fält, syrauppslutet på lab.
Gr, Ofiltrerat fält, filtrerat på lab.
Arsenikhalt i µg/l
12300
1260
- 23 -
BILAGA 12. Havsvattenstånd
Havsvattenståndet är uppmätt i Smögen.
November 2007
80
60
40
cm
20
0
200710950000
200711000000
200711050000
200711100000
200711150000
200711200000
200711250000
200711300000
200711350000
-20
-40
-60
Datum och tid
December 2007
100
80
60
cm
40
20
0
200711950000
200712000000
200712050000
200712100000
200712150000
200712200000
200712250000
200712300000
200712350000
-20
-40
Datum och tid
Februari 2008
- 24 -