pH-värdet i deponin är högt med värden nära vad enligt Bydén, Larsson & Olsson (2003) är vanligt för områden med mycket kalkrik berggrund. Då det i området inte finns kalksten, antas ökningen bero på innehållet av CaCO3 och andra karbonater i glasavfallet. Att rör 1 alltid uppvisade det högsta pH-värdet, går emot resultat från övriga parametrar vilka indikerar på en mycket större mängd glasavfall runt rör 2. Det lite lägre pH-värdet i rör 18, förklaras enligt ovanstående resonemang med att området bestod av sur podsoljord, och att det där finns mindre glasavfall. På grund av det höga pH-värdet och vid tillfällen med lågt flöde även syrefattig miljö borde As och Sb ha stor spridningsrisk. Högt pH-värde medför även att adsorptionen till organiskt material minskar (Naturvårdsverket 2006b). Om vid ytterligare grundvattennivåhöjning pH-värdet skulle sjunka (då viss antydan till det har setts i denna undersökning), skulle enligt Naturvårdsverkets resonemang (2006b) spridningsrisken för Pb och Cd öka.
Variationer i COD-halt är mindre lätt att förklara med naturliga fenomen. Att rör 1 sticker ut med högre halter skulle kunna bero på det lite högre pH-värdet vilket löser upp organiskt material (Naturvårdsverket 2006b). Liknande halter i rör 2 och 18 skulle kunna förklaras med ett högt pH i rör 2, samt naturligt höga halter organiskt material i marken runt rör 18. Det mest realistiska enligt Ojala et al. (2007) vore att COD skulle vara högst när grundvattennivån var högst. Rör 2 och 18 kan till viss del sägas följa detta mönster. Detta otydliga resultat kan bekräfta SGF (2004) synpunkt om svårigheten att få ett representativt prov med hänsyn till organiskt material i grundvattenrör. Vatten togs om möjligt upp för snabbt ur röret vilket ledde till att organiskt material i botten av röret lossnade och gav felaktigt resultat.
Konduktiviteten var realistiskt lägre i deponins utkant. Värdena i deponin låg enligt Bydén, Larsson & Olsson (2003) runt det normala för grundvatten, vilket då inte indikerar på någon kraftig förorening. En förhöjd konduktivitet krävs dock inte för att visa att ett vatten är förorenat då halten tungmetaller som orsakar förorening är små (Livsmedelsverket 2005).
Minskning av konduktivitet som enligt Bydén, Larsson & Olsson (2003) sker från
snösmältningens början har till viss del visats i denna undersökning. Resultatet var inte tydligt men konduktiviteten var lite lägre den 1 april (snösmältningens slut) än veckan innan (mitt i avsmältningsperioden), och hade teoretiskt kunnat vara ännu högre ytterligare en vecka tidigare. Att konduktiviteten minskar när uppehållstiden är kort kan enligt Ojala et al. (2007) förklara varför konduktiviteten var lägst när grundvattennivån var högst (och då troligen även flödet var högst), och att det därefter ökade. Detta samband blev dock inte statistiskt fastställt.
Undersökningen bekräftar inte SGU:s samband i tid mellan vattenkemi och grundvattennivå (Ojala et al. 2007). Basmetallhalterna befanns vara relativt stabila under hela
undersökningsperioden, med bara vissa icke signifikanta minskningar av halter (även en osäker antydan till ökning) vid högre grundvattennivå. Eftersom inget signifikant samband mellan grundvattenkemi och grundvattennivå detekterades i undersökningen, skulle en
eventuell fördröjning utanför mätområdet kunnat ha gett felaktiga resultat. Att nivåvariationen i denna undersökning även var mindre än hälften så stor som den i Jaki-Borgs undersökning skulle kunna medföra att denna nivåvariation skulle vara för liten för att kunna ge någon
dementeras. SGU:s sammanfattning för grundvattennivån under dessa månader samt för april visar på en konstant ökning (SGU 2010c; 2010d; 2010e; 2010f). I denna undersökning är det effekten av små variationer som studerats, vilket gör ovanstående information otillräcklig. Det mest realistiska vore, både enligt Jaki-Borg (2010) och Ojala et al. (2007), att en fördröjning på minst en månad fanns för området som liknar en grusås i sin kornstorleksfördelning.
Variationen i provresultaten från AcmeLabs var stor. Eftersom glasbitar urlakas långsamt (enligt Höglund, Fanger & Yesilova 2007b) hade det behövs provtagning under mycket längre tid. Eftersom tungmetaller finns i så låga halter krävs många prover för att eventuella små kontamineringar ska detekteras. Att dubbelproverna från fältprovtagningen inte var
signifikant skilda åt var bra. Likheten mellan proverna från år 2002 och 2010 var nästan lika stor som likheten mellan dubbelproverna.
Livsmedelsverkets normer (Livsmedelsverket 2005) för dricksvatten rörande basmetaller, konduktivitet och pH överstegs inte för några prover. Normen för arsenik, bly, antimon och delvis kadmium överstegs däremot, och normen för permanganatindex överstegs också.
5.1.1 Grundvattensonder
Den bågformade variationen i grundvattennivå (se figur 4.1 - 4.2) indikerades i både provtagning med kluckning och med sonder. Skillnaderna som uppkom kan bäst förklaras i skillnaden i osäkerhet mellan de båda metoderna. Ett klucklod har stor osäkerhet medan sonderna hade en hög noggrannhet. För absolut högsta noggrannhet var troligen
kompensation för variationer i lufttrycket bäst. Att variationerna i rör 18 var mindre berodde troligen på att beräkningen var lite mindre noggrann.
En förklaring till variationen i grundvattennivå under slutet av mars berodde på att snö fortfarande låg kvar på marken. Strax innan månadsskiftet smälte snön bort och bidrog då till vårflod under första delen av april. Variationen i grundvattennivå under denna period kan då sägas bero på temperaturskillnader (vilket gett olika grad av avsmältning). Grundvattennivåns sänkning under senare delen av april borde vara mer nederbördsberoende än
temperaturberoende trots att nederbördsmängden varit sparsam.
Eftersom responstiden för nederbörd inte till fullo kunnat studeras på grund av avsaknad av nederbörd under testperioden gjordes en bedömning utifrån temperaturförändringar (respons på snösmältning). En bedömning utifrån grundvattennivå och temperatur resulterade i ett antagande om en runt åtta dagars responstid på snösmältning. Bedömningen var osäker men kan ändå utifrån Ojala et al. (2007) vara realistisk under tiden för hög avsmältning. Deponin är relativt liten och har hög hydraulisk konduktivitet med teoretiskt ganska hög uttagbar mängd vatten. Variationen i grundvattennivå under testperioden var dock bara drygt 20 cm, vilket stämmer ganska bra överens med de långsamma variationerna i stora grusåsar. I en deponi med så grovkornigt material, så tunt ytlager och med så fuktig mark antas dock
infiltration och perkolation av vatten ske ganska snabbt, även vid låg temperatur (Knutsson &
Mortfeldt 2002).
5.1.2. Jämförelse med tidigare undersökningar
Grundvattennivån i deponin var lite högre vid detta provtagningstillfälle än vid tidigare undersökning hösten 2002. Nivåer på 1,3 – 1,4 mumy som detekterades hösten 2002 uppmättes nu vid första och sista provtagningstillfället, och något högre där emellan. En 20 procentig ökning av grundvattennivån i framtiden motsvarar i detta område runt 5 cm. Enligt Rodhe, Lindström & Dahnée (2009) borde det varit mer. K-värdet uppskattades nu vara högre än de 10-4 m/s som uppskattades år 2002. Eventuella olikheter i analyserna kan ligga till grund för avvikelsen. De olika resultaten från beräkning av lakvattenflöde antas till viss del betyda att det årliga medelflödet genom deponin är lite lägre än flödet just under senhösten.
I kemanalyser av prover tagna under denna undersökning (tidig vår) jämförande med resultatet från provtagningen år 2002 (sen höst), syns inga signifikanta skillnader. Trots att undersökningarna utfördes under olika årstider finns indikationer på att liknande förhållande rådde under provtagningarna. Enligt Jaki-Borgs (2010) resonemang skulle provtagningen 2002 gjorts när grundvattnet var som högst och halterna medelhöga. Denna provtagning (år 2010) är gjord när grundvattnet är sjunkande och kemhalterna på uppåtgående. Metallhalterna i denna undersökning var klart lägre, och bekräftar Jaki-Borgs (2010) upptäckt med
förskjutningen som genererade höga halter av As sommar och höst. Den topp i
grundvattennivå som uppmättes mellan den 7 – 11 april genom sonderna skulle då endast berott på en tillfällig variation, då den riktiga toppen skulle ha inträffat i slutet av november.
Den årliga grundvattennivåvariationen i området skulle då med uppmätt variation på 2 dm under denna period grovt kunna uppskattas till 1,2 m. Med metallhaltförändring på runt 1,4 gånger (As 3,1 gånger) under perioden kan en faktor på 7,7 mellan låghalt och höghalt beräknas utifrån Jaki-Borgs (2010) slutsatser och AcmeLabs resultat. Detta är orealistiskt enligt Ojala et al. (2007), och även SGU (2010c; 2010d; 2010e; 2010f) som noterat grundvattennivåhöjningar hela första delen på året. Svårigheten att beräkna den årliga variationen kan bero på den ovanligt snörika vintern (se bilaga A bild A1). Beräkningar av den framtida metallurlakningen utifrån årstidsvariationer i grundvattnet kan därför vara missvisande.
5.2. Kolonnförsök
Alla parametrar, vilka analyserats genom egna analyser visade på avtagande trend ju lägre försöket pågick, (pH undantaget). Att pH inte följde samma mönster som metallerna är besynnerligt, men kan till viss del förklaras av osäkerheten i pH-värde för det tillförda lakvattnet i form av artificiellt regnvatten. pH-värdet efter den initiala provtagningen
varierade mellan 6,76 och 6,89. Med en osäkerhet på cirka 0,16 pH – enheter, kan någon trend inte uppskattas. pH-värdet får därför beaktas som relativt stabilt under hela försöksperioden borträknat det initiala låga värdet.
Skillnaden mellan de olika kolonnerna kan förklaras av olika initiala förutsättningar för försöket. Kolonn 2, i vilken högst värden i de egna analyserna uppmättes, hade även lägst flöde, och måste då ha blivit hårdare packad med mer finkorning material än övriga kolonner.
I kolonn 1 var flödet lite högre (och även mindre volym), och i kolonn 3 var flödet ännu lite högre. I kolonn 4 var flödet högre än i kolonn 3 men den hade störst volym och mest
glasfraktion. Stora kornstorleksfraktioner ger högre flöde, och dessutom sker inte lika stor utlakning från stora glasbitar (enligt Höglund, Fanger & Yesilova 2007b). Ingen signifikant korrelation kunde konstateras mellan ökande L/S – kvot (tiden för experimentet) och övriga
Glasbruksprojektet visat att halterna urlakade metaller ofta ökar lite vid lång exponering i vatten, hade ett annat resultat förväntats (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b). Om
kolonnförsöket i denna undersökning fortsatt under lång tid hade troligen halterna urlakad metall stabiliserat sig. En mer säker bedömning om framtida förhållanden hade kunnat göras.
Vad som hänt med metallhalterna vid ett högt flöde under en längre tid går nu bara att spekulera kring.
5.2.1 Jämförelse med fältprovtagningen och andra kolonnförsök
Vid jämförelse mellan fältprovtagningarna och kolonntesterna sågs att pH-värdet var runt en enhet högre i deponin. Detta kan troligen förklaras med tillsatt surgjort lakvatten i kolonnerna.
Uppmätt konduktivitet i kolonnerna var lika med uppmätt nivå i rör 18 och inte i närheten av den verkliga nivån i deponin. COD var högre i kolonnerna. Vad gäller basmetallerna var halterna i fält mellan 4 – 11 gånger högre jämfört med i kolonnförsöket (metallanalyserna från AcmeLabs hade ännu större variationsspann). Enligt Höglund, Fanger & Yesilova (2007b) var metallhalterna i eluatet efter skaktest nästan alltid högre än halterna i fält. Att motsatt
förhållande mot analyser i denna undersökning uppmättes beror troligen på att glaset i tidigare laktest var utsorterat från sand och även krossad. Ett mycket högre pH i testerna inom
Glasbruksprojektet bidrar också till skillnaden, vilket ökar komplexbindningen av
tungmetaller till bland annat karbonat (Naturvårdverket 2006b). Naturvårdverket (2006a) hade uppskattat att kolonnerna (med förorenad jord) istället underskattar verkligheten med upp till 10 gånger på grund av avsaknad av naturliga markprocesser. Något som kan till viss del bekräftas av denna undersökning.
Trots att det tillverkade artificiella regnvattnet surgjordes ganska mycket, blev
konduktiviteten ändå runt hälften så hög som i det verkliga regnvattnet. Detta beror på att just den blandning av salter som använts gav något lägre konduktivitet (Bydén, Larsson & Olsson 2003). Konduktiviteten i eluatet hade teoretiskt kunnat vara dubbelt så hög. Det höga flödet i kolonntestet gav i jämförelse med fältförhållanden en kortare uppehållstid, vilket då förklarar den lägre konduktiviteten enligt Ojala et al. (2007).
Det höga värdet på COD jämfört med i fältundersökningarna, samt initialt under kolonntestet, kan förklaras med den korta uppehållstiden enligt Ojala et al. (2007). Att halterna minskade med testets gång beror på att uppehållstiden (tiden för nedbrytning) ökade. Enligt
Naturvårdverket (2006b) skulle halten organiskt material vara lägre i kolonntest än i fält på grund av syresättning av jorden samt att avjonat vatten som lakmedel skulle späda ut det verkliga markvattnet. Eftersom analyser i denna undersökning visar på motsatsen beror troligen på att materialet till kolonntestet hämtades ytligt (redan syresatt) och att det
artificiella regnvattnet gjorde testet mer naturligt. Att bitar av rötter lämnades kvar i proven har troligtvis också stor betydelse.
I Linde, Öborn & Gustafssons undersökning (2007) upptäcktes inget samband mellan pH, konduktivitet och metallhalterna. Positiva samband mellan pH, COD, konduktivitet och basmetallerna upptäcktes dock i denna undersökning. Författarnas slutsats om att behandling med högst organiskt material gav lägst konduktivitet stämde inte heller med denna
undersökning då COD och konduktivitet var positivt korrelerade med varandra.
Analysresultaten från AcmeLabs överensstämde i hög grad med de egna undersökningarna.
Den centrala roll vilket organiskt material spelar för urlakningen av metaller kan med detta resultat till viss del bekräftas (Linde, Öborn & Gustafsson 2007; Christensen, Jensen &
5.3. Befintligt material
PCA – analyserna kunde inte ge något tydligt resultat, och vid korrelationer konstaterades att endast ett fåtal metallhalter ökade med flödet. Finns en koppling mellan övriga provgrupper och grundvattenflöde kunde detta inte visas genom denna undersökning. Yttre faktorerna kunde inte heller korrelera mot metallhalterna i deponierna (”grundvatten”, ”jord” och
”glas”). Vilken storlek glasbrukens produktion varit på verkade inte spela någon roll för urlakningen. Bara metallhalterna i jordproverna ökade lite vid en längre tillverkningsperiod.
Hur stor del av deponin som låg under grundvattnet spelade heller ingen roll för urlakningen.
Deponiernas heterogenitet (enligt Höglund, Fanger & Yesilova 2007c) kan till viss del förklara ovanstående resultat, samt den låga och delade betydelsen av provdjup hos ”glas”
och ”jord”.
Datamaterialet förändrades lite under transformering och normalisering, men den absolut största manipuleringen utfördes innan detta. Genom att sätta provpunkter med halter under detektionsnivån till lägsta detekterbara värde förändrades troligtvis resultatet en hel del.
Åtgärder, som att ta bort mest osäkra variabler och provpunkter, gjordes till den grad det var möjligt. Att de värden på lakvattenflöde genom deponierna som använts endast var
uppskattade, kan också vara en förklaring, även om stor inhomogenitet av metaller inom varje deponi troligen är den större orsaken. Antingen är de olika deponierna så lika varandra att ingen platsspecifik undersökning behövs, eller är variationen inom varje deponi så stor att skillnad mellan deponierna inte kan åskådliggöras.
Variationen i metaller mellan deponier med olika flöden, kan heller inte likställas med
variationen i tid inom en deponi. Likaså har det exakta sambandet mellan grundvattennivå och grundvattenflöde inte studerats.