Institutionen för naturvetenskap
Examensarbete
Hur påverkas urlakningen av metaller från glasbruksdeponier vid en klimatförändring?
– med exempel från Åfors glasbruksdeponi
Kristina Eriksson
Hur påverkas urlakningen av metaller från glasbruks deponier vid en klimatförändring? -med exempel från Åfors glasbruksdeponi Kristina Eriksson
Examensarbete, (miljövetenskap 30 hp) Filosofie Magisterexamen
Handledare: Universitetslektor, Tommy Claesson Linnéuniversitetet
Examinator: Professor, Bo Bergbäck Linnéuniversitetet Examensarbetet ingår i Miljövetenskapligt program 240 hp
Sammanfattning
Från 1600 – talet har glasbruken i Kalmar/Kronobergsregionen tillverkat glas. I tillverkningen användes bland annat arsenik för att hindra blåsbildning i glaset, och bly gav kristallglas dess karakteristiska egenskaper.
Kadmium användes i färger och även antimon motverkade blåsor. Deponier anlades bland annat i sankmark intill vattendrag, och lade på det sättet grunden för en föroreningsspridning vilken kommer fortsätta långt in i
framtiden.
Det länsövergripande samarbetet Glasbruksprojektet (2006 – 2007) utredde föroreningsgraden på glasbruken, men ingen hänsyn till säsongsvariationer eller klimatförändringar togs. Temperatur- och nederbördsökningar i framtiden kommer troligen ge en kraftigare variation i grundvattennivåer. Forskare har sett vissa samband mellan grundvattennivåer och grundvattenkemi och även variationen mellan årstiderna. I denna undersökning studerades nutida variationer i grundvattenflöde/nivåer och grundvattenkemi för att sedan dra slutsatser om det framtida läckaget från deponier. Undersökningen har gjorts med fältarbeten, kolonnförsök på laboratorium samt analyser av provresultat under Glasbruksprojektet. Åfors glasbruk i Åfors samhälle, Emmaboda kommun, Kalmar län var studieobjekt. Produktionen startade år 1876, och bruket finns kvar än idag i Orrefors Kosta Boda AB koncernen. Den nedlagda deponin som ligger i direkt anslutning till Lyckebyån innehåller stora mängder föroreningar.
Fältmätningarna visade på relativt stabila metallhalter i vattenprover tagna i Åfors glasbruksdeponi oberoende av variationer i grundvattennivå.Resultatet från det befintliga datamaterialet från Glasbruksprojektet, visade att ett högt flöde inte gav högre halter urlakade metaller. Kolonnförsöket visade på den stora trögheten för glaset att urlaka metaller.Den övergripande slutsatsen av de olika undersökningsmetodernas resultat blir då att halten metall som lakas ur glasdeponin inte kommer att förändras nämnvärt vid högre flöden, men att individuella variationer finns. Mängden metall som lakas ur kan öka vid högre flöden.
Komplexiteten i spridningsprocesserna är stor, och den verkliga effekten av klimatförändringarna är mindre lätt att undersöka. Spridningen av metaller kan dramatiskt öka när grundvattnet stiger till områden som inte tidigare varit i kontakt med vatten, eller om ytvatten översvämmas. Den stora mängd lagrad metall i vattendragens sediment kan även lösas upp. Den stora risken kommer i framtiden att finnas under de torra somrarna när dricksvatten tvingas tas från större, potentiellt förorenade områden. Troligt är då att spridningen av glasbruksrelaterade föroreningar, kommer att ha ökat efter en tid med stora klimatförändringar.
Abstract
From the 17th century glassworks in the Kalmar- and Kronoberg region have produced glass. The production included arsenic to prevent blistering of the glass, and lead gave crystal glass its characteristics. Cadmium was used in paints and also antimony was counteracted vesicles. Landfills were formed nearby streams in swamps, and thus laying the foundation for a distribution of pollution which will continue well into the future.
The Province-wide cooperation The Glassworks project (2006 – 2007) investigated the pollution degree of the glassworks, but no account of seasonal factors or climate changes was made. Increase in temperature and precipitation in the future will probably provide a higher variation in groundwater levels. Scientists have seen some correlation between groundwater levels and groundwater chemistry, and also the variation between seasons. This study considered contemporary variations in groundwater flow and –levels, and groundwater chemistry in order to then draw conclusions about the future leakage from landfills. Investigation methods were field research, laboratory column experiments and analysis of test results for The Glassworks project. Åfors glassworks in Åfors village, Emmaboda Municipality, Kalmar Province was the item of the study. The
production started in 1876, and the practice still exists in the Orrefors Kosta Boda AB group. The closed landfill that is adjacent to Lyckebyån contains large amounts of pollutants.
In the field research the concentration of metal in water samples from Åfors landfill, was found to be relatively stable regardless of variations in groundwater levels. The results of the existing data material from The Glassworks project showed that a high flow did not give higher concentrations leached metals. Column experiment could show the great inertia of the glass to leaching of metals. The overall conclusion is that the concentration of metals leached from the glass of the landfill will not change significantly at higher flows, but that individual variations exist. The quantity of leached metals may increase at higher flows.
The complexity of processes of spreading is large, and the real impacts of climate change are complicated to investigate. The spreading of metals can be dramatically increased when the groundwater rises to areas that not previously been in contact with water, or when surface water is flooded. The large amount of metal stored in stream sediments can also be dissolved. The further high risk will occur during the dry summers when water is forced from larger, potentially contaminated sites. It is likely that the spreading of glass-related pollutions will have increased after a time of great climatic changes.
Innehållsförteckning
Sammanfattning ... i
Abstract ...ii
1. Introduktion... 1
1.1. Syfte ... 1
2. Bakgrund... 2
2.1. Glasindustrins miljöpåverkan... 2
2.1.1. Föroreningssituation vid glasbruken i regionen ... 2
2.2. Platsbeskrivning Åfors glasbruksdeponi... 3
2.2.1. Läge och historik... 3
2.2.2. Grundvattenförhållanden... 3
2.2.3. Tidigare undersökningar... 4
2.2.4. Recipienter och skyddsobjekt... 5
2.2.5. Väderförhållanden under provtagningsperiod... 5
2.3. Metallers rörlighet i mark... 7
2.3.1. Organiskt material och pH ... 7
2.3.2. Laktester ... 8
2.4. Klimatförändringen ... 9
2.4.1. Grundvatten idag ... 9
2.4.1.1 Samvariation mellan grundvattennivå och grundvattenkemi... 9
2.4.2 Grundvatten i framtiden ... 10
2.4.2.1. Risker för grundvattnet i framtiden... 10
3. Material och metoder... 11
3.1. Fältprovtagning ... 11
3.2. Kolonnförsök... 12
3.3. Befintligt material ... 13
4. Resultat... 14
4.1. Variation i grundvattennivå... 14
4.2. Fältprovtagning ... 16
4.3. Kolonnförsök... 19
4.4. Befintligt material ... 20
5. Diskussion ... 22
5.1 Fältprovtagning ... 22
5.1.1 Grundvattensonder ... 23
5.1.2. Jämförelse med tidigare undersökningar... 24
5.2. Kolonnförsök... 24
5.2.1 Jämförelse med fältprovtagningen och andra kolonnförsök ... 25
5.3. Befintligt material ... 26
6. Slutsats... 27
6.1. Andra variabler... 27
6.1.1. Eventuella risker i framtiden ... 27
6.2. Glasriket i framtiden... 28
6.3. Fortsatta studier ... 28
7. Tack ... 29
8. Referenser ... 30 Bilaga A: Fältprovtagning
Bilaga B: Grundvattensonder Bilaga C: Kolonnförsök
1. Introduktion
På 1600 – talet anlades de första glasbruken i Kalmar/Kronobergsregionen. Bränsle i form av ved samt arbetskraft fanns det gott om (Falk et al. 2005), och vilket gav en expansion till 48 bruk i regionen på 1800 – talet. Det tillverkades sodaglas överallt, och efter en tid framställdes det lite finare kristallglaset. Nu kunde man blåsa serviser och prydnader i underbart vackra färger. Produktionen innehöll redan från början farliga ämnen, men nu ökade det ytterligare.
Arbetarna hade det tufft (Falk et al. 2005), och ingen visste något om hur skadligt
tillverkningen var för människor och miljö (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b). Avfallet dumpades i sankmarken utanför och processvatten leddes ut i intilliggande vattendrag (Länsstyrelsen i Kronobergs län 2001).
Glasbruken i regionen är anlagda på relativt likartade platser. Oftast ligger dessa i ett samhälle nära ett vattendrag med granit som berggrund (visst inslag av porfyr och leptit) med ett tunt lager morän ovanpå. Dock kan det i dalgångar även finnas rullstensåsar och i andra områden stora myrmarker (Höglund, Fanger & Yesilova 2007c). Vanligen har glasbrukens produktion varat under lång till mycket lång tid, och haft en måttligt stor till mycket stor produktion (Länsstyrelsen i Kronobergs län 2001). Arsenik, bly, kadmium och antimon var bara några av de farliga ämnen som användes. Deponierna lade grund till en föroreningsspridning, och den fortsätter än idag (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b).
Det har krävts samarbeten över länsgränserna i det så kallade Glasbruksprojektet (2006 - 2007) för att utreda föroreningsgraden av all den forna glastillverkningen i regionen. I projektet som avgränsade och kvantifierade glasbruksrelaterade föroreningar i miljö- och hälsoskyddssynpunkt, ingick utredningar av framförallt 22 glasbruk i Kalmar län och Kronobergs län. Slutsatser om årlig föroreningsspridning gjordes utifrån provtagning vid ett tillfälle, trots en stor variation i provresultaten. Ingen hänsyn till säsongsvariationer eller klimatförändringar gjordes. Glasbruksdeponiernas utsatta läge alldeles intill vattendrag gör att förändringar i läckage från dessa kan få stora effekter för föroreningsspridningen (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b).
1.1. Syfte
Denna undersökning har som syfte att undersöka hur en klimatförändring i form av
förändringar i grundvattennivå (främst höjning av grundvattennivån) kan komma att påverka metallurlakningen från glasbruksdeponier. Nutida variationer av metallhalter och andra variabler i bland annat grundvattenprov har studerats och slutsatser dragits om det framtida läckaget från deponier. Koppling har gjorts till nederbörd och temperatur, och andra yttre faktorer rörande glasbrukens tidigare produktion som kunnat förklara variationen, samt strömningsmönster av grundvatten genom deponierna. Undersökning och provtagning genomfördes på Åfors glasbruksdeponi för att studera en specifik deponi, och befintlig data studerades för en rad olika deponier i samma syfte. Genom studier av Åfors glasbruksdeponi och analyser från andra glasbruksdeponier var avsikten att göra ett generellt scenario för hela regionen.
2. Bakgrund
2.1. Glasindustrins miljöpåverkan
Glasbruk har tillverkat glas i Kalmar och Kronobergsregionen ända sedan 1600 – talets början, och utvecklades på senare 1800 – talet till sammanlagt 48 bruk i regionen.
På 1900 – talet slog den maskinella tillverkningen igenom, och idag finns bara en bråkdel av alla glasbruk kvar (Länsstyrelsen i Kronobergs län 2001).
I processen för att tillverka glas användes en rad olika kemiska substanser för att göra glas av olika karaktär. Det vanligaste sodaglaset krävde framförallt kvartsand (SiO2), kalk (CaCO3) för stabilisering och soda (Na2CO3) för sänkning av smälttemperaturen. Kristallglas krävde förutom kvartsand och temperatursänkning av pottaska (K2CO3), samt mönja med olika grad av blyoxid (Pb3O4). Blyoxid användes för att uppnå den mjukhet och höga ljusbrytning i glaset som eftertraktas i prydnader och serviser. Andra ämnen som användes i tillverkningen var arsenik (As2O3) och antimon (Sb2O3) för att avlägsna blåsor i glaset. För målning
användes metalloxider av tungmetaller (Länsstyrelsen i Kronobergs län 2001). Exempelvis gav järnoxid blågrön till gulgrön färg, och kopparoxid grön till turkos, rödbrun och röd färg.
Koboltoxid gav koboltblå och kadmiumsulfid gav intensivt gul till röd färg (Falk et al. 2005).
Det avfall som uppkom under produktionen dumpades ofta i en deponi. Det är med stor sannolikhet deponierna (med stort innehåll av glaskross) på glasbruksområdena som ger det största föroreningsspridningen från glasbruksområden. De mest miljöfarliga avfallet (mest lakbart) som fram till 1970 – talet slut slängdes i den egna deponin var hyttsopporna,
felblandad mäng (råvarublandning) och kemikalierester i bland annat emballage då dessa var i osmält form (Länsstyrelsen i Kronobergs län 2001).
2.1.1. Föroreningssituation vid glasbruken i regionen
En uppskattning säger att cirka 1600 ton bly (Pb), 310 ton arsenik (As) och 19 ton kadmium (Cd) finns i totalt 130 000 m3 deponerat glas i 22 av regionens glasbruksdeponier. Glaset i deponierna bjuder dock på ett visst motstånd, där då urlakning går långsammare än om föroreningarna varit deponerade i någon annan form (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b).
Enligt Håll Sverige rent (u.å.) tar det runt en miljon år för nutida glas slängt i naturen att brytas ner. Nu klassas glasavfall vanligen som ”Inert avfall” som inte väsentligt reagerar vid kontakt med annat avfall, varken fysikaliskt eller kemiskt (Avfall Sverige 2010). Det
deponerade glasavfallet är dock lite annorlunda då 30 – 40 procent klassades som ”Farligt avfall” (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b).
Metallhalten i deponiernas grundvatten är 14 µg/l löst Cd och 130 µg/l löst Pb,
400 µg/l As och 50 µg/l antimon (Sb) (medelhalter). Det verkliga föroreningsläckaget är dock flerfaldigt högre då andelen partikulära föroreningarna i vattnet av dessa metaller är
60 – 90 procent. De partikulärt bundna föreningarna är hela 44 kg/år för As, 165 kg/år Pb, 12 kg/år Cd, och 4 kg/år Sb. Läckaget av lakvatten från de 22 glasbruken beräknades till nästan 0,02 procent av glasbruksåarnas totala vattenföring. Utspädningen var runt 6000 gånger (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b).
Under Glasbruksprojektet år 2006 – 2007 gjordes många upptäckter. I laktester som utfördes
halter i grundvattenprov var halterna efter laktestet nästen alltid högre, men variationen var väldigt stor (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b).
Undersökningar av sediment i vattendrag med närliggande glasbruk visade på höga halter av föroreningar. Speciellt nedströms glasbruk har föroreningar ackumulerats och bundits under lång tid. Föroreningar starkt anknutna till glasbruk hittades även i ytsediment, vilket tyder på att läckage fortfarande pågick (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b). Höga till mycket höga föroreningsinnehållande sediment i vattendragen hade antagligen förflyttats från områden längre uppströms i vattendragen. Trolig förklaringen till dessa höga halter var att partikulära föroreningar förflyttar sig vid höga flöden (Höglund, Fanger & Yesilova 2007c).
2.2. Platsbeskrivning Åfors glasbruksdeponi
2.2.1. Läge och historik
Åfors glasbruk ligger i Åfors samhälle, Emmaboda kommun, Kalmar län. Produktionen startade år 1876 och bestod huvudsakligen av bruksglas, hushållsglas samt prydnadsglas i soda och kristall. På 1920 – talet när bruket var stort köptes flera glasbruk, och bildade ett bolag som idag heter Orrefors Kosta Boda AB. Glasbruket bedöms haft stor produktion under lång tid (Länsstyrelsen i Kronobergs län 2001).
Brukets deponi slutade vara i bruk för deponering av glasbruksavfall år 1976. Deponeringen startade troligen närmast bruket för att sedan fortsätta närmare Lyckebyån (Länsstyrelsen i Kronobergs län 2001). Deponin har täckts efter hand med grus och sluttäckts med jord som nu är beväxt (Höglund, Fanger & Yesilova 2007c) (se figur 2.1). Deponin är lagd på myrmark, morän och viss del odlingsmosse (sankmark) (Höglund, Fanger & Yesilova 2007c).
Förenklade berggrundkartan från SGU (2010a) visade att berggrunden i Åfors är granit.
Själva deponiområdet var vid tillfället för denna undersökning relativt öppet och gräsbevuxet, men det fanns även väldigt många unga björkar och en del unga granar. På de dryga 100 metrarna mellan deponin och bruksområdet ökade sedan trädväxtlighetens ålder gradvis till riktigt kraftiga granar närmast bruksområdet. Området sydost om deponin var däremot bevuxet med tall, och öster om deponin hade avverkning skett för en tid sedan. I deponin fanns glaskross och övrigt avfall som plast nedgrävt, och i området nedanför låg diverse metallskrot till viss del gömd under vegetationen (se bilaga A bild A2 – A8). Under ett 10 cm djup förnalager centralt i deponin följde 50 cm av grus, och sedan under det ett 30 cm lager med blandat glaskross och grus.
2.2.2. Grundvattenförhållanden
Fanger et al. (2004) såg att den huvudsakliga strömningsriktningen för grundvattnet genom området vara från nordväst mot sydost med en gradient på 0,015 m/m. Gradienten som beräknades utifrån förhållanden i deponin och del av bruksmarken var låg, men för att vara i ett glasbruksområde, ändå relativt högt. I deponin finns två grundvattenrör (rör 1 och rör 2) och nedströms deponin finns ytterligare två stycken (rör 18 och rör 19) (se figur 2.1). Rören installerades inför provtagningen år 2002.
Vid samma tillfälle(2002-11-26 - 2002-12-04) mättes grundvattennivån i deponin
(medelvärde mellan nivå i rör 1 och nivå i rör 2, se figur 2.1) 1,3 – 1,4 mumy (meter under markytan), och glasavfall sträckte sig runt 2 meter ner i deponin (Fanger et al. 2004). Hela
2004). Att det genom området fanns både infiltration och lateral strömning av vatten var ovanligt (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b).
Den hydrauliska konduktiviteten (mått på markens genomsläpplighet av vatten) var 10-4 m/s (Knutsson & Mortfeldt 2002; Fanger et al. 2004). De normaltäta jordarna inom
glasbruksområdet har inslag av fyllnadsmassor (Länsstyrelsen i Kronobergs län 2001).
Lakvattenflödet i deponin beräknades år 2002 till 4700 m3/år (Fanger et al. 2004). Senare uppgifter om grundvattenflöde gjordes under 2007 genom uppskattning utifrån avrinning (årsmedelflöden) i Lyckebyåns avrinningsområde, och observationer om markförhållanden på platsen. Flödet uppskattades till 2760 m3/år. Båda flödena var höga jämfört med övriga bruk (Höglund, Fanger & Yesilova 2007b). Det är dessa senare uppgifter som använts under statistiska beräkningar utförda i denna undersökning.
2.2.3. Tidigare undersökningar
I grundvattnet översteg hösten år 2002 halterna av As, Cd, och Pb på vissa platser i deponin normen för dricksvatten (Höglund, Fanger & Yesilova 2007c). Variationen i halter inom deponin var stor. As varierade mellan 1,34 - 147 µg/l, Cd mellan 0,01 - 13,2 µg/l, Pb mellan 0,16 - 62,4 µg/l och Sb mellan 0,13 - 685 µg/l. För vissa andra glasbruksdeponier i regionen kunde variationen dock vara ännu större (Höglund, Fanger & Yesilova 2007a). I deponin fanns en förhållandevis stor mängd glasavfall med högt innehåll av Pb och Cd. Förhöjda metallhalter (främst As) upptäcktes även i Lyckebyån nedströms glasbruket. I våtmarken angränsande till deponin var dessutom halterna av As, Pb och Cd mycket höga och höga.
Metallhalter i deponins glasavfall samt lakvatten bedömdes som måttliga till höga (Höglund, Fanger & Yesilova 2007c).
Uppmätta basmetallhalter i deponigrundvattnet var hösten år 2002 bland annat natrium (Na) (medel 10,6 mg/l), kalium (K) (1,6 - 11,1 mg/l), och kalcium (Ca) (8,9 - 70,7 mg/l) (Höglund, Fanger & Yesilova 2007a).
Avrinning sker direkt till ån vilket har gjort att skydd av grundvatten och brunnar i
närområdet inte ansetts befogat. Ingen direkt fördröjning för föroreningsspridning i form av någon naturlig barriär finns heller. Möjligen att en liten fördröjning i sydost kan förekomma.
Uppskattning av metalläckage bedömdes vara måttligt (Höglund, Fanger & Yesilova 2007c) (se figur 2.1).
Deponin har hitintills läckt ut cirka 13,8 kg löst As och 5,9 kg löst Pb. Om utlakningen fortsätter i samma takt fram till år 2100 bedöms halterna vara uppe i 36,5 kg As och 15,6 kg Pb. Räknas de partikulära föroreningarna in blir vikten Pb cirka 312 kg. Höglund, Fanger &
Yesilova (2007c) skriver att detta beräknas pågå i ytterligare hundratals till tusentals år.
2.2.4. Recipienter och skyddsobjekt
Lyckebyån ligger i direkt anslutning till deponin. Vattnet rinner cirka 10 m från deponin, och sammanstrålar nedströms med en del av ån som rinner cirka 50 m från deponin (Fanger et al.
2004). Lyckebyån finns alltså norr samt öster om området, och stora vattensamlingar finns både söder och precis öster om deponin (se figur 2.1).
Lyckebyån används som en ytvattentäckt, och majoriteten av grundvattenförekomsterna inom Lyckebyåns avrinningsområde är belägna nedströms Åfors. Eriksmåla grundvattentäckt närmast Åfors är en av vattentäkterna med vattenskyddsområde. Grundvattentillgången anses god, och risken att inte nå god kemiska statusen till och med 2015 anses liten. Den största oron finns för ytvattnet där runt 20 procent av miljögifterna (metaller som Pb, Cd, As är runt 20 procent av detta) kommer från förorenade områden. Runt hälften av vattentäkterna saknar vattenskyddsområde (Vattenmyndigheten, Södra Östersjön 2009). Riksintresse för
naturvården sträcker sig 1,5 – 3,5 km nedströms i Lyckebyån, och omfattar vattendraget med gränsande områden (0,5 km bredd) (Länsstyrelsen i Kalmar län 2010).
2.2.5. Väderförhållanden under provtagningsperiod
Provtagning i fält för denna undersökning utfördes under mars och april år 2010.
Grundvattennivån i sydöstra delen av Sverige steg enligt SGU (SGU 2010c; SGU 2010d;
SGU 2010e; SGU 2010f) under de första fyra månaderna under 2010. Ökningen varierade från 10 - 20 cm under januari till 30 – 100 cm under april (mycket över det normala). Under mars och april månad var mängden fallen nederbörd sparsam. I Växjö föll enligt SMHI (2010) bara nederbörd i liten mängd, ihållande under minst tre timmar 28 och 31 mars samt 1 april.
Under månaden före provtagningsstart föll ihållande nederbörd den 1 mars. Temperaturen i Växjö steg i mars (runt -8 ºC – 7ºC) och var lite mer stabil under april (runt 5ºC) (Robert Larsson 2010) (se bilaga B).
Dagen då material till kolonnförsöket hämtades (se avsnitt 3.2 Kolonnförsök) (11 mars) var snödjupet 4,5 dm och tjälen var kvar i marken. När sedan grundvattenprovtagningarna startade den 25 mars var snödjupet endast 2 dm och vattnet i Lyckebyån forsade på bra (se bild 2.1). Vid andra provtagningstillfället (1 april) var snön nästan helt borta, och den 15 april hördes fågelsång för första gången. Området öster om deponin var under hela perioden delvis översvämmat av ytvatten. Översvämningen av Lyckebyån hade däremot minskat drastiskt vid det sista provtagningstillfället.
Figur 2.1: Förutsättningar för föroreningsspridning från Åfors glasbruksdeponi vid normala förhållanden. Med numrerade grundvattenrör och grundvattenriktning genom deponin med area på 4 600 m2 (medelstor enligt Höglund, Fanger & Yesilova 2007b). Åfors samhälle är beläget längs hela glasbruksvägen (Ursprungskartan är hämtad (2010-05-17) från <http://kartor.eniro.se/>).
2.3. Metallers rörlighet i mark
Metaller i naturen uppträder i olika species (former). I vilken utsträckning som olika metaller binds i marken (utfällning och adsorption) är komplext, och beror bland annat av faktorer som pH, halt löst organiskt material i markvattnet (högt DOC minskar ofta toxiciteten),
redoxförhållandet, och uppträdande av konkurrerande joner. I grundvatten och markvatten är största delen av metallerna i lösta former. Antingen som hydratiserad katjon (exempelvis Cd2+, Pb2+) respektive anjon (exempelvis H2AsO4-), eller bundna i organiska eller oorganiska komplex. I de allra flesta fall är det de fria hydratiserade jonerna som är de mest intressanta, eftersom de deltar i olika reaktioner som sker i marken och är oftast den mest toxiska formen (Naturvårdsverket 2006b).
2.3.1. Organiskt material och pH
Metallkomplex varierar i styrka och möjliga ligander kan här vara karbonat (CO32-) eller organiska syror. Komplexbindning mellan exempelvis hydroxid och Pb sker vid höga pH. Det lösa organiska kolet i markvattnet komplexbinder metalljoner vilket gör att de inte kan fällas ut. Organiskt material (humusämnen) fungerar även som väldigt adsorptionsvänliga
aggregerade partiklar för många tungmetaller, och när metallerna binder till löst organiskt material ökar spridningsrisken.
Då partiklars laddning är pH-beroende adsorberas olika metaller olika bra till dem vid olika pH. Till humusämnen sker adsorption vid låga pH. När pH ökar lite sker i stället en
upplösning av humusämnena, vilka då blir löst organiskt material som med markvattnet för med sig metalljoner. Mängden adsorberad föroreningsmetall kan dock inte säjas vara proportionell mot humushalten då hög halt av till exempel Al och Ca också binder till humusämnen. Risken för spridning eller upptag av As är störst vid pH över 8, medan Sb är lättlösligt vid ett pH över 7. Lösligheten av Pb och Cd är däremot högre vid låga pH (Naturvårdsverket 2006b).
En grupp svenska forskare ansåg sig år 2007 ha bekräftat den centrala roll vilken löst organiskt material (DOC) spelar för rörligheten i förorenad mark. I kolonnförsök (se avsnitt 2.3.2 Laktester) simulerades ändrade markförhållanden (behandling med regn, surt regn, salt och bark). Behandlingen med bark resulterade i det högsta värdet på DOC, men också de hösta halterna av Pb (DOC stod för 35 – 50 procent av bindandet av Pb). Barkbehandlingen gav lägst konduktivitet, och metallhalter korrelerade med halten DOC. Slutsatsen blev ändå att en liten förändring i jordkemins kan ha stor betydelse för rörligheten av metaller (Linde, Öborn & Gustafsson 2007).
Christensen, Jensen & Christensen (1996) undersökte DOC’s komplexbildande förmåga (med bland annat Cd) i lakvatten från deponi. Spridningshastigheten av metallerna ökade vid närvaro av DOC (mellan 2 – 6 gånger från kontrollen utan organiskt material), men inte med mer än 1,2 procent av vattnets flöde. Betydelsen av DOC för miljön ifrågasattes därför.
Komplexbildningen var dock högre vid låga metallkoncentrationer (µg/l) än vid högre (mg/l).
2.3.2. Laktester
Laktester (utförs bland annat i kolonn) är ett bra hjälpmedel för att uppskatta hur stor del av metallen som är löslig i vatten. När löslighetens variation med olika mängd tillsatt vatten vill studeras görs perkolationstester. En varierad L/S- kvot (liter vätska/ kg material) ger möjlighet att studera hur utlakningen varierar med olika mängd tillfört vatten. Halten organiskt material blir lägre i kolonntest än i fält på grund av syresättning av jordarten (Naturvårdsverket
2006b). Att använda artificiellt regnvatten som lakningsmedel istället för avjonat vatten är ett försök att ge en mer verklighetstrogen bild.
För en stor del av laktesterna minskade metallhalten i utkommande eluat med ökad L/S-kvot, (underskattning sker då halterna istället stiger och då jämvikt saknas). De mest lättlösliga ämnena borde redan ha lakats ut i marken. Kinetiska processer som finns i marken men inte i laktestet kan medföra att utlakningen underskattas med cirka 10 gånger. Även påverkan av organiskt material i deponin kan medföra att halterna i laktestet underskattar verkligheten (Naturvårdsverket 2006a).
Konduktivitet (den elektriska ledningsförmågan som beror på antal joner i vattnet) är i södra landet i grundvattnet runt 400 µS/cm och i regn 30 – 40 µS/cm. Siffran för regnet ökar med ökad surhetsgrad och olika sorters salter ger olika hög konduktivitet. Under snösmältningens början är även siffran högre än mot dess slut. pH-värdet kan vara allt mellan 8 i kalkrika områden till 6 i näringsfattiga skogar. Permanganatindex (COD) ger ett ungefärligt mått på teoretiskt förbrukning av syre vid nedbrytning av organiskt material (löst och suspenderat material). Oxidationsgraden varierar beroende på sorten organiskt material i provet till 20 – 80 procent (Bydén, Larsson & Olsson 2003). COD kan inte likställas med DOC, men visar ändå på mängden organiskt material i vattnet vilket kan påskynda transporten av föroreningar.
Livsmedelverket (2005) har fastställt riktvärden för dricksvatten. Föreskriften behandlar bland annat följande parametrar (se tabell 2.1):
Tabell 2.1: Utdrag ur livsmedelsverkets riksvärden för dricksvatten.
Parameter Riktvärde Parameter Riktvärde Parameter Riktvärde
Cd 5,0 µg/l Ca 100 mg/l Konduktivitet 250 mS/m = 2500 µS/cm
Pb 10 µg/l Na 100 mg/l pH < 7,5; >9,0 pH-enheter
As 10 µg/l Mg 30 mg/l Permanganatindex 4,0 mg/l O2
2.4. Klimatförändringen
Miljödepartementet har genom analys av klimatscenarion sett att Sverige måste påbörja anpassningen till klimatförändringarna (SOU 2007). Modeller visade på en ökning av Sveriges medeltemperatur med 2,5 – 4,5 ºC (från 1961 – 1990 till 2071 – 2100). Perioden med snö minskade med minst en månad, och för Götalandskusten och söder ut saknades snö då nästan helt. Inräknat stora variationer mellan år, beräknas nederbörden öka runt 10 – 20 procent. Sydsverige skulle få mindre nederbörd men kraftiga skurar sommartid. På vintern skulle regnet komma både oftare, intensivare och i större mängd i hela landet (SMHI 2009).
Den årliga effektiva nederbörden (teoretiskt tillgänglig för grundvattenbildning) förändras inte så mycket i framtiden. Detta på grund av att nederbördens ökning (övervägande på vintern), togs ut av evapotranspirationens ökning i sydöstra landet (övervägde på sommaren) (SMHI 2002). Svåra översvämningar skulle inte förekomma i den sydöstra regionen (Ojala et al.
2007).
2.4.1. Grundvatten idag
Grundvatten bildas antingen genom infiltration av nederbörd genom marken, eller genom inflöde av ytvatten. I Sverige finns det gott om grundvatten, men lokalt i sydöstra landet finns stor påverkan genom årstidsvariationer. I morän har små grundvattenmagasin en kort
responstid från enstaka timmar till 1 - 2 veckor, och nivåerna kan variera över året med 1 - 3 meter. Sand- och grusåsar med stora magasin vatten har däremot en responstid på veckor – månader, varierar inte mer än 10 - 20 cm över året, men dock 1 - 2 meter över flera år. En lång uppehållstid av grundvattnet ger en ökad total salthalt, mindre organiskt material, och högre halt metaller som löses upp vid syrefattiga förhållanden (Ojala et al. 2007).
Flöde i markens mättade grundvattenzon är minst några meter per år. Flödet i den omättade zonen är oftast lågt och vid homogena jordar alltid vertikalt. Antigen nedåt vid stor nederbörd eller uppåt vid tillfällen där avdunstningen är högre än nederbörden (Naturvårdsverket
2006b). Grovkornigt material, tunt ytlager och fuktig jord leder till en snabbare infiltration och perkolation av vatten genom marken. Riktigt låga temperatur leder till hög viskositet på vattnet (trögflytande) (Knutsson & Mortfeldt 2002).
Variationen i grundvattenbildning på årstidsbasis skiljer sig mellan norra och södra Sverige.
Idag är grundvattennivån i sydligaste delen av landet högst under de milda vintrarna och lägst på somrarna (Rodhe, Lindström & Dahnée 2009).
2.4.1.1 Samvariation mellan grundvattennivå och grundvattenkemi I material från Grundvattennätet samt i det nationella övervakningsprogrammet (Referensstationer grundvatten) har det upptäckts en svag samvariation i tid mellan grundvattennivåer och vattenkemin. SGU har testat samvariationen vid bland annat
vattentäkter men inte sett några starka samband utan hänvisar till att förändringar i nederbörd och temperatur till största del kommer ge platsspecifika förändringar (Ojala et al. 2007).
Jaki-Borg (2010) studerade ytvatten och grundvatten och insåg arsenikhaltens årliga cykel under tre år. I grundvattenrör upptäckte hon lägre grundvattennivå under vår och sommar och högre under höst och vinter. En sänkning av grundvattennivån i marken genererade högre As halter med en fördröjning på 1 - 3 månader. Under sommaren och hösten ökade halten As.
Tendenser visade på en ökning med 1,3 gånger från perioderna med låga halter (grundvattennivåskillnaden var runt en halv meter).
2.4.2 Grundvatten i framtiden
Grundvattennivåerna har, i Emmaboda mätstation generellt varit höga sedan sekelskiftet (Ojala et al. 2007). I ett samarbete mellan SGU och SMHI gjordes ett försök att beräkna framtidens grundvattennivåökning (från 1961 – 1990 till 2071 – 2100).
Grundvattenbildningen i sand och grus är idag runt 250 mm/år i sydöstra delen av landet. I framtiden uppskattades detta minska med 5 - 15 procent. I morän med grundvattenbildningen idag runt 200 mm/år, fanns i Kalmarregionen stor risk för en minskning på 20 - 25 procent.
Förändring av Sveriges medelgrundvattennivå i grov jord var måttlig, ± 0,1 m, med risk för minskning med 0,1 - 0,3 m i Småland. I framtiden skulle den årliga variationsvidden öka på de flesta ställen i södra och mellersta landet. Mer grundvatten under vintern och mindre eller oförändrat under sommaren. I söder förväntas både fler låga och fler höga nivåer, men däremot färre medelhöga nivåer (Rodhe, Lindström & Dahnée 2009).
2.4.2.1. Risker för grundvattnet i framtiden
Sverige med sin nu stora mängd dricksvatten av god kvalitet kommer få avsevärt mindre konsekvenser av klimatförändringarna än övriga världen. Ändå kommer kostnaderna för drickvattenreningen att stiga då halten av humus, algblomning och mikroorganismer ökar i råvattnet (SOU 2007).
Vårt klimat påverkar grundvattnets kvalitet och mängd, och vädret kan ge plötsliga
förändringar. Kraftig nederbörd (genererande högre grundvattenflöden) kan till exempel öka spridningen av organiskt material vilka kan innehålla höga metallhalter. Vid skyfall kan även regn följa grundvattenrör och direkt komma ner till grundvattnet. Översvämningar i övrigt kan föra med sig förorenat vatten, och ger kort uppehållstid för grundvattnet vilket ger en sämre naturlig rening. När vattennivån sjunker på sommaren i exempelvis brunnar kommer
grundvatten från ett längre avstånd att pumpas till platsen. Risken för att ett förorenat område ligger inom detta område ökar, och med den längre uppehållstiden ökar halten av förorenande ämnen. Behovet av dricksvatten baserat på grundvatten, kommer att öka då ökad temperatur och nederbörd ger mer humus och andra kvalitetsproblem i ytvatten. När grundvattennivån höjs under vintern kan även mer markbundna föroreningar frigöras från förorenade områden.
Det finns alltså problematik med både låga och höga grundvattennivåer, vilka både kommer att förekomma mer frekvent i framtiden (Ojala et al. 2007).
3. Material och metoder
För att se hur metallhalten varierar med grundvattennivån, samt för att förstå i vilken takt förändringar i grundvattennivå varierar gjordes undersökningar i fält. Kolonnförsök
genomfördes på laboratorium för att kunna dra slutsatser om urlakningen av metaller vid ett konstant högt flöde, men med olika mängd tillsatt vatten. Som komplement till dessa
undersökningar som var tänkta att visa metallhaltförändringar över tiden inom samma deponiområde, jämfördes flera olika bruk med varandra. Det senare beskrev då inte variationer i nivåer utan istället skillnader mellan olika flöden.
3.1. Fältprovtagning
Befintliga grundvattenrör inom Åfors glasbruksdeponi användes för
grundvattenprovtagningen. Baserat på en litteraturstudie valdes rör ut för provtagning, dels i deponin och dels nedströms deponin (rör 1, 2, 18 och i viss mån 19) (se figur 2.1).
Provtagning skedde sedan en gång i veckan under en månads tid (2010-03-25 - 2010-04-22).
Grundvattenprov hämtades från de tre första grundvattenrören vid fem tillfällen. Dessa 15 vattenprover analyserades för tre variabler och fyra metaller (se nedan). Sonder (Mini-Diver, från Schlumberger Water Services) utlånade av DGE mark och miljö AB för kontinuerlig mätning av tryck i cmH2O (jämförbart med variation i grundvattennivå) och temperatur installerades i rör 1, 2, och i rör 18. Sonderna har en noggrannhet på runt ± 0,05 procent (sonden i rör 18 hade en noggrannhet på runt ± 0,1 procent). Program för att hantera dessa data utnyttjades (Diver-Office 2010.1, Schlumberger Water Services). Som jämförelse utnyttjades nederbördsdata från SMHI (2010) samt temperaturdata och lufttrycksdata från hemsidan Robert Larsson på rekommendation från SMHI (Robert Larsson 2010) (se bilaga B figurer B2 – B5).
Vid varje provtagningstillfälle mättes grundvattennivån i rören med hjälp av klucklod för att sedan jämföras med provresultaten. Provhämtning skedde med 1000 ml engångs-bailers i HDPE - plast (en bailer till varje rör). Innan provvatten för kemanalys togs ur rören hämtades först grundvatten motsvarande tre till fem rörvolymer upp från röret. Detta för att få bort stillastående vatten vilket inte är representativt för grundvattnet i omgivningen.
Grundvattenproverna hämtades några decimeter under grundvattenytan. I övrigt följdes rekommendationerna från Svenska Geotekniska Föreningen (SGF 2004) så långt det var möjligt för att minska risken för kontaminering. Utrustningen tvättades med avjonat vatten mellan provtagningarna. En ren plastduk lades ut runt grundvattenrören vid provtagning.
För att kunna uppskatta markens genomsläpplighet siktades material från den provgrop som grävdes i deponiområdet (material till kolonnförsök). Glaskross-material samt
täckningsmaterial siktades i skakmaskin under några minuter genom siktar med olika fraktionsstorlekar (0,125, 0,25, 0,5, 1,0, 2,0, 4,0 mm, samt en uppskattning av fraktionen 20 mm). Ett provisoriskt slugtest utfördes också under det sista provtagningstillfället för att bedöma skillnaden i vattenförande förmåga mellan deponin och området nedströms. I rör 1, 2 och 18 togs då mellan 300 - 400 ml grundvatten snabbt bort med hjälp av bailer, och tiden för återhämtning noterades med tidtagning och klucklod. Längden på grundvattenrören kunde inte mätas så värden på hydraulisk konduktivitet beräknades ej.
Kemiska analyser som direkt efter provhämtning utfördes på laboratorium var pH (PHM92 LAB pH Meter, RADIOMETER COPENHAGEN) och konduktivitet (WTW Multi 340i:
permanganatindex (COD) utfördes också enligt standard för vattenundersökningar (SS-EN ISO 8467:1995). Även analys av Na, K och Ca skedde i flamspektofotometer (Flame
Photometer model 410, Sherwood Scientific Ltd.) enligt manual (Operator Manual, Sherwood Scientific Ltd.). Ca och Mg, Na, K och Ca kommer hädanefter benämns som basmetaller.
6 stycken prover skickades också iväg för metallanalys (47 element, se bilaga A tabell A2 – A3) till AcmeLabs i Vancouver Kanada som ett komplement. Provtagning av dessa prov skedde i syradiskade provburkar (1 M salpetersyra), förvarades i kylväska och filtrerades sedan på laboratorium med 0,45 µm filter. Prover från rör 2 vid alla provtagningstillfällen förutom det sista skickades till AcmeLabs. Prover från de två näst sista provtagningstillfällens från rör 1, samt ett dubbelprov skickades också. Erhållna resultat analyserades genom
korrelationer och parvis T-test (för dubbelprovet) i STATISTIKA (STATISTIKA 9.0, StatSoft, lnc. 1984-2009). Korrelationerna mellan grundvattennivå och de olika variablerna utfördes separat för de tre olika grundvattenrören. Korrelationen blev missvisande eftersom resultaten från alla rören analyserades i en och samma analys. För resultatet från AcmeLabs korrelerades endast metallhalterna i rör 2 med grundvattennivån eftersom proverna från rör 1 var för få. Metallerna Pb, Cd, As, Sb samt Na, Ca, och K diskuterades vidare. Signifikans nivå på p<0,05 användes.
3.2. Kolonnförsök
Material till laktest i kolonn hämtades, med hjälp av spade, centralt i deponin en bit från grundvattenrör 2. På laboratorium torkades sedan materialet vid 105 ºC innan det krossades tills den största fraktionen av glaskrosset var 3 - 4 cm, och 3 kg av materialet packades i varje kolonn (längd 30 cm, diameter 11 cm, volym 2,85 dm3). Sand, sten och en del rötter lämnades kvar för att göra testet mer verklighetstroget. All utrustning till testet syradiskades före start (1 M saltsyra). Som lakningsmedel användes artificiellt regnvatten (replikerat efter
undersökningen Linde, Öborn & Gustafsson (2007)) vilket blandades och surgjordes till pH 4,43 med hjälp av svavelsyra (se bilaga C tabell C1).
Lakvätskan pumpades nedifrån och upp genom materialet i kolonnerna, och samlades upp i provdunkar (se bild 3.1). Testet pågick i sex veckor med provtagning vid L/S 0,1, 2, 3, 4,5, efter drygt 17 timmar, 1,6 veckor, 4 veckor och 6 veckor (se tabell 3.1). Vid
provtagningstillfälle två och tre var dukarna med eluat helt fyllda och var därför tvungna att tömmas ut. För att vid nästkommande provtagningstillfälle uppnå korrekt L/S-kvot sparades viss del av eluatet, som sedan blandades med nästkommande eluat. L/S-kvot 5 och 7,5 blandades då till vid provtagningstillfället efter 4 respektive 6 veckor.
Samma analyser som för fältprovtagningen utfördes för eluatet efter kolonntestet (se ovan).
Erhållna resultat analyserades genom korrelationer i STATISTIKA (STATISTIKA 9.0, StatSoft, lnc. 1984-2009). Vid de statistiska analyserna uteslöts delproverna L/S 3 och 4,5, samt den väldigt låghaltade K. Totalt 16 vattenprover (från fyra kolonner vid fyra tillfällen) analyserades då för tre variabler och fyra basmetaller (se ovan). Signifikans nivå på p<0,05 användes. Kompletterande metallanalyser utfördes även här av AcmeLabs (46 element, se bilaga C tabell C3 – C4) för L/S 2, 3 och 5. Resultatet från de tre vattenproverna jämfördes med andra analysresultat.
Tabell 3.1: Provtagningstillfällen vid kolonnförsöket L/S Tidsförlopp (timmar/veckor)
0,1 0 - 17 h 2 0 - 1,6 v
3 1,6 - 4 v (uteslöts från statistisk analys) 5 0 - 4 v (tillblandad)
4,5 4 - 6 v (uteslöts från statistisk analys) 7,5 0 - 6 v (tillblandad)
3.3. Befintligt material
Befintligt datamaterial från Glasbruksprojektet (Höglund, Fanger & Yesilova 2007a) år 2007 samt år 2002 bearbetades för att sedan genomgå statistiska analyser. Provresultat från drygt 20 deponier i regionen delades in i olika grupper efter provtyp för att analyseras var för sig.
De olika grupperna var ”grundvatten” (analyserade grundvattenprover), ”jord” (analyserade jordprover) samt ”glas” (analyserade prover på glaskross). Antal prover inom ”grundvatten”
var 43 stycken (med vardera 19 metaller analyserade), för ”jord” var antalet prover 33 stycken (med vardera 20 metaller analyserade) och för ”glas” var provantalet 154 stycken (med
vardera 23 metaller analyserade).
De olika glasbruksdeponiernas metallhalter i de tre olika provtyperna jämfördes sedan statistiskt med sex olika yttre faktorer, rörande olika förhållanden i deponierna eller i glasbrukens produktion. Faktorerna var ”flöde deponi” (grundvattenflöde genom deponi beräknat bland annat utifrån arean på deponin), ”area deponi” (deponins beräknade area) och
”strömningsfaktor” (klassning utifrån om endast infiltration, infiltration och delvis lateral strömning, eller om infiltration och lateral strömning förekommer inom glasbruksområdet, se bilaga D tabell D1). Andra intressanta faktorer var ”tillverkningsperiod” (klassning utifrån bedömning, se bilaga D tabell D1), och ”storlek på produktion” (årlig produktion, klassning utifrån bedömning, se bilaga D tabell D1). För ”jord” och ”glas” fanns även faktorn
”provdjup” (klassning av vilket djup provet tagits, se bilaga D tabell D1) inräknad.
Analyser som först utfördes var PCA (PRIMER Version 6.1.2, PRIMER-E Ltd. 2005). Detta för att visuellt se om proverna grupperades på ett sätt som kunde spåras till ovanstående faktorer. Då grupperingar av metallhalter var svår att urskilja ur en PCA med stort antal variabler och provpunkter, gjordes även provtypen ”utvald grundvatten” för att lättare kunna se samband. Det högsta detekterade värdet för 8 metaller (As, Cd, Pb, Sb samt Na, K, Ca och Mg) på varje glasbruk (totalt 19 prover) togs med i analysen.
Då ytterligare analys i PRIMER för att få klarhet i hur stor grad eventuella faktorer skulle kunna förklara mönstret av metallhalter inte var genomförbart, gjordes korrelationer i STATISTIKA. Korrelationer (STATISTIKA 9.0, StatSoft, lnc. 1984-2009) utfördes för att upptäcka eventuella statistiska samband mellan metallhalter och ovanstående faktorer. Innan PCA utfördes grupperades varje faktor i cirka fem grupper, och värden under
detektionsgränsen sattes till det lägsta detekterbara värdet (gjordes även inför
korrelationerna). Initialt förbereddes datamaterialet sedan genom transformering (LOG X-1) samt normalisering innan PCA utfördes. Data från tidigare undersökningar i Åfors
glasbruksdeponi jämfördes också med de nya provtagningarna genom T-test (STATISTIKA
Bild 3.1: Uppställning av utrustning vid kolonnförsöket.
4. Resultat
Fältstudien visade ingen statistisk säkerställd samvariation mellan grundvattennivå, pH, konduktivitet, COD eller halt av basmetaller. Ett högre flöde genom materialet i
kolonnförsöket samt en större fraktion av materialet gav istället minskningar av dessa parametrar. Att minskning skulle ske med ökad L/S – kvot fanns inget statistiskt signifikant belägg för. De data för komplettering (AcmeLabs, 47 metaller) visade på positiv samvariation mellan grundvattennivå och en liten del metallhalter från fältmätningarna. De data för
komplettering från kolonnförsöket (AcmeLabs, 46 metaller) visade liknande samband som vid tidigare analyser från kolonnförsök. Analyser av befintligt datamaterial visade däremot, för några metaller, ökande halt med högt flöde genom markområdet.
4.1. Variation i grundvattennivå
Grundvattennivån var lägst vid mättillfället 25 mars och högst vid provtagningen 1 april. Vid de efterföljande mätningarna sjönk nivån för att sedan, vid det sista provtagningstillfället nästan ha kommit ner till den nivå observerat 25 mars.
Medelvärdet på grundvattennivå var i deponin (rör 1 och 2) 1,3 mumy. Medelnivån på grundvattnet nedströms deponin (rör 18 och 19) var 0,5 mumy (se figur 4.1).
Med sonder nedsänkta i grundvattenrören kunde grundvattennivån studeras. Nivåerna varierade sett under hela försöksperioden i en konvex uppåtgående båge där nivån vid
periodens slut var nästan lika stor som vid periodens start. De hösta värdena uppmättes mellan den 7 och 11 april (se figur 4.2). Grundvattennivåernas förändring var likadan för alla tre rören (1, 2 och 18), men variationsvidden var lägst för rör 18. Vad gäller temperaturen i grundvattnet sjönk den i rör 2 mellan 25 och 29 mars från cirka 4,5 till 3,5 grader, men ökade sedan stadigt upp till nästan 5 grader den 22 april. För rör 1 och 18 var mönstret ungefär samma. Vid okulär jämförelse mellan diagram visande temperatur, och diagram visande tryck i grundvattenrören syntes ingen samverkan.
Vid jämförelse mellan diagram för temperaturförändringar i Växjö och Kalmar sågs vissa likheter men inga klara samband. I diagram för temperaturförändring syns en stadig ökning av temperaturen under mars i både Växjö och Kalmar. Dippen i tryck i grundvattenrören i slutet av mars syns i diagrammen för temperatur istället som en otydlig topp, och även för de första dagarna i april finns en ökning i vattentryck men sänkning i temperatur. Från slutet av mars så höjdes trycket när temperaturen höjdes och sänktes när temperaturen sänktes. Under den senare halvan av april skilde sig temperaturen mycket åt mellan Växjö och Kalmar stationen och varierade mycket, men tryckökningen i grundvattenrören började plana ut (se bilaga B figurer B2 – B5). Någon skillnad i tryck i grundvattenrören mellan dag och natt observerades inte. Temperaturens påverkan på grundvattennivån verkar ha runt åtta dagars förskjutning.
Lufttrycket uppmätt i stationen i Växjö följer tryckkurvan väldigt bra, och de värden uppmätta med klucklod följer kurvan över vattentryck i röret. Skillnader fanns mellan den andra och tredje provpunkten, där det enligt sondmätning sker en höjning av grundvattennivån. Mätning med klucklod visade istället på en sänkning.
Skillnad i markstryktur mellan den grusiga deponin och tallskogen nedströms åskådliggjordes genom slugtest. Återhämtningsgraden i deponin var cirka 13 ml/s och i området nedanför bara
Siktning av materialet i deponin visade att det översta lagret i deponin utgjordes av fingrus och mellansand, vilket medför att en uppskattning av hydraulisk konduktivitet på 10-3 m/s.
Det lager som utgörs av glaskross innehåller framförallt jordfraktionerna fingrus och grovgrus. Lagret innehöll dock mest glaskross. Hydraulisk konduktivitet uppskattas till 10-2 m/s.
Figur 4.1: Längd ner till grundvattenytan i de olika grundvattenrören.
Figur 4.2: Tryck i grundvattenrör 2 med punkter för tillfällen med provtagning med klucklod utsatta.
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6
23-mar 28-mar 02-apr 07-apr 12-apr 17-apr 22-apr 27-apr datum
grundvattennivå (mumy)
rör 1 rör 2 rör 18 rör 19
4.2. Fältprovtagning
pH-värdet under perioden var relativt stabilt. Bara svaga icke signifikanta antydningar om pH- sänkning med högre grundvattennivå i rör 1 och 18 (svag höjning för rör 2) (se bilaga A figur A5). En viss fördröjning på runt en vecka kunde observeras. pH varierade mellan 7,2 – 7,8 i deponin, varav rör 1 alltid hade det högsta värdet. I rör 18 uppmättes 5,5 – 5,7 i rör 18 (se figur 4.3). Konduktiviteten var stabil runt 90 µS/cm i rör 18 och endast en liten minskning med tiden i rör 1 (359 – 310 µS/cm). I rör 2 ökade konduktiviteten istället med tiden (363 – 543 µS/cm), med undantag för den första mätningen (se figur 4.4). I rör 2 fanns även en svag icke signifikant antydning till minskning vid högre grundvattennivå (se bilaga A figur A6). Värdet på de titrerade halterna Mg och Ca var stabilt i rör 1 och rör 18, medan det i rör 2 fanns en svag icke signifikant tendens för minskning vid hög grundvattennivå (se bilaga A figur A3 och A10).
Figur 4.3: pH-värde i de olika grundvattenrören.
Halten Na i grundvattnet visade höga halter (10,4 – 17,6 ppm) och var stabil i samtliga rör.
Ingen signifikant korrelation med grundvattennivån fanns (se bilaga A figur A4 och A11).
Halten K var låg och skilde sig mellan rören varav rör 2 hade högst (medel 2,8 ppm) och rör 18 minst (medel 0,26 ppm) (se bilaga A figur A1). Halten var stabil i rör 1 och 18 men i rör 2 fanns en svag icke signifikant trend till minskning vid en hög grundvattennivå (se bilaga A figur A8). Rör 1 och 2 hade jämförbara Ca-halter (medel 28 ppm), medan rör 18 hade lägre halter (medel 3,2 ppm) (se bilaga A figur A2 och A9). Halten var även här stabil i rör 1 och 18 medan en svag icke signifikant höjning kunde konstateras i rör 2 vid hög grundvattennivå (se bilaga A tabell A1 för resultattabell).
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
23-mar 28-mar 02-apr 07-apr 12-apr 17-apr 22-apr 27-apr datum
pH
rör 1 rör 2 rör 18
Figur 4.4: Konduktivitet i de olika grundvattenrören.
COD-halten i rör 1 hade inledningsvis en hög halt för att sedan minska. Under början av april ökade halten för att åter falla mot slutet (se figur 4.5). Någon signifikant korrelation med grundvattennivån fanns inte. Halten i rör 18 var stabil medan det fanns svag icke signifikant tendens till minskning i rör 1 och höjning i rör 2 vid en högre grundvattennivå (se bilaga A figur A7).
Figur 4.5: COD (organiskt material) (mg/l) i de olika grundvattenrören.
I de fältprover som skickades till AcmeLabs för analys korrelerade 2 av 47 metaller (K och kobolt (Co)) i rör 2 starkt positivt (0,97) med grundvattennivån. Halten av dessa metaller minskade med höjning av grundvattennivån. Förutom statistiska analyser studerades
metallerna As, Pb, Cd, Sb samt Na, Ca, K ytterligare. Mönstret i rör 1 var inte alltid detsamma som i rör 2, men halten i rör 1 var alltid lägre. Stor likhet med de egna analyserna fanns vad gäller basmetallerna. Halterna för Na och K var dock som spegelbilder med varandra.
De olika föroreningsmetallerna hade helt skilda mönster i sin variation (medelförändring på 1,4 gånger under perioden). Halten Sb (medel 800 ppb i rör 2) hade en icke signifikant tendens till minskning med ökande grundvattennivå (se bilaga A figur A12). Halten As
0 100 200 300 400 500 600
23-mar 28-mar 02-apr 07-apr 12-apr 17-apr 22-apr 27-apr datum
Konduktivitet (microS/cm)
rör 1 rör 2 rör 18
0 5 10 15 20 25
23-mar 28-mar 02-apr 07-apr 12-apr 17-apr 22-apr 27-apr datum
COD (Permanganatindex)
rör 1 rör 2 rör 18
2) minskade i början (se figur 4.6 och 4.7). Totalt sett hade halten As en liten icke signifikant antydan till minskning vid höjt grundvattennivån (se bilaga A figur A12). Halten Cd var stabil under perioden medan Pb hade en icke signifikant ökning med höjt grundvattennivå (se bilaga A figur A13). Under den första perioden med en grundvattennivåhöjning på 17 procent höjdes hälften av metallernas halter med 17 procent. Övriga metaller visade på minskade halter med 25 procent. Dessa procentsatser har dock inte statistiskt kunnat säkerställas, men egna
analyser av basmetallerna gav liknande resultat (se bilaga A tabell A2 – A3 för resultattabell).
Figur 4.6: Halterna As och Sb i de olika grundvattenrören.
Figur 4.7: Halterna Pb och Cd i de olika grundvattenrören.
För att uppskatta reproducerbarheten och få en osäkerhetsfaktor på analysen utfördes
dubbelprov. Ett T-test visade att proverna hade en signifikant likhet (p=0,32). Vid jämförelse av 21 olika metaller i rör 2 visade det sig att 16 stycken av dem var högre under 2002 (median 1,3 gånger högre). Någon statistiskt signifikant skillnad enligt T-test fanns dock inte (p=0,23).
0,0 200,0 400,0 600,0 800,0 1000,0 1200,0
23-mar 02-apr 12-apr 22-apr 02-maj datum
Metallhalter (ppb)
rör 1 As rör 2 As rör 1 Sb rör 2 Sb
0 5 10 15 20 25 30 35
23-mar 02-apr 12-apr 22-apr 02-maj
datum
Metallhalter (ppb)
rör 1 Pb rör 2 Pb rör1 Cd rör 2 Cd
4.3. Kolonnförsök
Provmaterialet i kolonnerna bestod till cirka hälften av glaskross. Genom siktning kunde konstateras att materialet hade vissa mindre avvikelser från det okrossade materialet. Andelen fingrus följt av mellansand var fortfarande de dominerade fraktionerna, men viktskillnaden mellan dem var nu mindre. Fördelningen mellan de olika fraktionerna var jämnare, och andelen stora glasbitar var mindre vilket sänkte k-värdet (10-3 m/s). Dominerande var
genomskinligt glas följt av blått, rosa och gult (se bilaga C bild C1 – C2). Materialmängden i varje kolonn var tre kg. Volymen (2,19 – 2,66 dm3) och tätheten i kolonnerna skilde sig åt vilket medförde att flödet genom kolonnerna skilde sig åt (13 – 29 ml/h) (se bilaga C tabell C2). L/S – kvoten räknades ut som ett medelvärde av flödena från de olika kolonnerna.
Skillnader i flöde mellan kolonnerna var inte stor, men storleksordningen i vilket uppmätta halter förekom i de olika kolonnerna var oftast den samma. Kolonn 2 hade högst värden följt av kolonn 1 och 3, och lägst hade kolonn 4 (se bilaga C tabell C3 för resultattabell).
COD, konduktivitet och basmetallhalter minskade med tiden. COD minskade från 119 till 17, och konduktiviteten från 97 till 50 µS/cm (se figur 4.8). Na minskade från 9,9 till1,6 ppm, Ca från 11 till 3,3 ppm (se bilaga C figur C1), och K från 0,5 till 0,05 ppm (se bilaga C figur C2 även med Ca + Mg). Värdena initialt var jämförelsevis höga. Ingen signifikant korrelation kunde konstateras mellan ökande L/S – kvot (tiden för experimentet) och övriga parametrar.
Ett signifikant negativt samband uppmättes emellertid mellan ökande flöde genom kolonnerna och övriga parametrar. Positiva samband mellan pH, COD, konduktivitet och basmetaller har mätts upp. Ett negativt samband syntes även mellan en ökande storleksfraktion på materialet i kolonnerna och övriga parametrar.
Figur 4.8: Medelvärde för COD och konduktivitet i kolonnförsöket. Standardavvikelse för konduktivitet som heldragna linjer, och för COD som streckade linjer.
pH värdet (medel 6,45 – 6,9) ökade under första halvan av perioden för att sedan plana ut (se figur 4.9). Kontroll av lakvattnet visade en pH-ökning på runt 0,16 pH – enheter från start tills att det mesta hade lakats igenom kolonnerna (tog runt en vecka).
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
0 2 4 6 8
L/S-kvot
Medelvärden kolonntest
COD
(Permanganatindex) Konduktivitet (microS/cm) µ
Figur 4.9: Medelvärde för pH-värde i kolonnförsöket, med standardavvikelse.
I provsvaren från AcmeLabs var det endast 1 av 46 metaller som signifikant avtog med ökad L/S kvot. 7 av 46 metaller avtog signifikant med ökat flöde genom kolonnerna, och 10 av 46 metaller avtog med ökad fraktion av materialet i kolonnen (As var en av de metallerna). 22 av 46 metaller hade positiv samvariation med både COD och konduktivitet, medan 8 av 46 metaller hade samvariation med pH. Uppmätta medelvärden var för As 116 ppb, Cd 0,24 ppb, Pb 26,8 ppb och för Sb 2,6 ppb. Halterna minskade på liknande sätt som för tidigare angivna variabler. Värdena från kolonnförsöket var 1,2 – 41 gånger lägre än för fältmätningarna.
Halterna var även mycket lägre än för tidigare utförda laktester på material från området (se avsnitt 2.1.1. Föroreningssituation vid glasbruken i regionen). Skillnaden mellan kolonnerna där kolonn 2 hade högst halter följt av kolonn 1 och 3, och lägst halter i kolonn 4 återfanns inte i dessa resultat (se bilaga C tabell C4 – C5 för resultattabell).
4.4. Befintligt material
PCA - analyser av det befintliga datamaterialet visade inga tydliga grupperingar när de olika faktorerna jämfördes med mönstret av metallhalter. I PCA för grundvattenproverna med lakvattenflöde genom deponierna som faktor kunde ändå vissa resultat utläsa (se figur 4.10).
Bland annat syntes att de lägsta metallhalterna fanns i deponier med medelhöga flöden (1 000 – 3 000 m3/år), medan deponier med både höga och låga flöden inte hade mycket högre halter.
Prover med medellåga metallhalter återfanns i alla flödesgrupperingar förutom i deponier med höga flöden. Vattenprover med höga metallhalter fanns i deponi med medelflöde (1 000 – 2 000 m3/år) och i deponi med högt flöde (3 000 – 4 000 m3/år). Lite lägre metallhalter förekom i deponi med lågt flöde (0 – 1 000 m3/år). När PCA – analysen begränsades till endast åtta metaller och 19 provpunkter blev resultatet liknande (se bilaga D figur D1).
Efter analys av materialet i STATISTIKA uppdagades dock många korrelationer (med varierande styrka) mellan utvalda faktorer och metallhalter i olika provtyper. För provtypen
”grundvatten” korrelerade 2 av 19 metaller (As och nickel (Ni)) positivt med deponins grundvattenflöde. 20 procent högre flöde genererade 15 – 20 procent högre As-halter (mer osäkert resultat vid extremt höga flöden). Resultatet visar att det inte finns någon
utspädningseffekt (se bilaga D figur D2). För provfraktionen ”jord” korrelerade 3 av 20
pH
0 1 2 3 4 5 6 7 8
0 2 4 6 8
L/S-kvot
Medelvärden kolonntest
pH
I provgruppen ”jord” fanns det positiva korrelationer mellan metallhalter och faktorn ”area deponi” (2 av 20 metaller fanns då i högre halt i större deponier). I provgrupper ”glas” fanns både positiva (3 av 23 metaller) och negativa (2 av 23 metaller) korrelationer med ”area deponi”.
Faktorn ”tillverkningsperiod” hade positiva korrelationer med metallhalter i provtyperna
”jord” (6 av 20 metaller fanns då i högre halt där glasbruket haft en lång tillverkningsperiod).
I provtypen ”glas” fanns det både positiva (2 av 23 metaller) och negativa (1 av 23 metaller) korrelationer med faktorn ”tillverkningsperiod”.
Metallhalter i provtyperna ”grundvatten” (1 av 19 metaller) samt ”glas” (3 av 23 metaller) korrelerade negativt med ”storleken på produktion”, och hade då låga halter av ovanstående metaller vid de glasbruk som haft en stor årlig produktion.
För metallhalter i provtypen ”jord” fanns viss negativ korrelation med ”provdjup” (1 av 20 metaller) och även ”strömningsfaktor” (4 av 20 metaller). För metallhalterna i provtypen
”glas” fanns positiv korrelation med ”strömningsfaktor” (3 av 23 metaller), men även negativ korrelation (1 av 23 metaller). Både negativ (8 av 23 metaller) och positiv (5 av 23 metaller) korrelation hos metallhalterna i ”glas” fanns också med faktorn ”provdjup”.
I analyserna ovan fanns det även korrelationer mellan faktorerna. Storlek på produktion korrelerade exempelvis ofta positivt med deponins flöde, samt positivt med area på deponi och tillverkningsperiod.
Figur 4.10: PCA över det befintliga datamaterialet ”grundvatten” med alias för de olika glasbruken (se bilaga D tabell D2), samt lakvattenflöde (m3/år) som faktor. Proverna varierar från höga metallhalter i vänstra delen av
