Examensarbete, 15 hp
Kandidatprogrammet i miljö- och hälsoskydd, 180 hp
Vt. 2019
GRUNDVATTEN I AITIKS
GRUVOMRÅDE
En utvärdering av grundvattenkvalitet
och provtagningspunkter
Anna Bergström
Groundwater in Aitik mining area - An evaluation of
groundwater quality and sampling points
Abstract
The aim of this study was to evaluate the quality of the groundwater around the Aitik copper mine- one of Europe’s largest copper mine located 15 km outside of Gällivare, Sweden - as well the placement of the groundwater pipes around the area. The study also included a survey of what kind of terms, regarding groundwater that may become relevant in the future for an activity of Aitik’s size and type. Monitoring data was analysed between the years 2014 – 2018 for the parameters; pH, SO4, Cd, Co, Cu, Zn, Ni and U. The correlation between the parameters where tested and the monitoring data where compared to the Swedish
Environmental Protection Agency criteria for groundwater as well to the groundwater chemistry from a reference area nearby, Liikavaara Östra. The result of the study shows that low pH raises the mobility of the metals Cd, Co, Cu, Zn and Ni. The result also indicates that SO4, Ni and Co are higher than the reference area but that the groundwater overall shows small signs of being affected by sulphide weathering. Therefore, metals can’t be excluded from originating from high background contents. The geographic analyse shows that the groundwater pipes are well placed in compared with the water flow direction and that two of the pipes can be excluded from sampling. Future terms regarding groundwater will likely regard protective measures and quantity restrictions. Still monitoring groundwater quality is very important to control environmental impact of the activity and to prevent deterioration of quality in the future.
Key words: Groundwater, Copper mine, Sulphide oxidation, Groundwater management, Mine-water chemistry.
Förord
Detta examensarbete, med omfattning på 15hp, avslutar mina studier på
kandidatprogrammet i Miljö-och hälsoskydd, Institutionen för ekologi, miljö och
geovetenskap vid Umeå universitet. Examensarbetet har gjorts i samarbete med Boliden, Aitik för sektionerna Dammsäkerhet och Vattenhantering samt Yttre miljö.
Jag vill först och främst tacka Sandra Lindahl som gav mig möjligheten att skriva mitt arbete för Boliden Aitik och som sammanställde all data tillsammans med annan viktig information.
Jag vill även rikta ett stort tack till Sara Fagerlönn, min handledare på Boliden, tillsammans med Tord Andersson, min handledare vid Umeå universitet. Tack för att ni svarat på
funderingar och agerat bollplank. Tack till Sofia Lindmark Burck, miljösamordnare Boliden Aitik, tillsammans med kollegor på miljöstaben som svarat på frågor och hjälpt mig få fram underlag. Tack till Boliden Aitiks miljöprovtagare Linda Larsson och Tidakorn Konchantej för skjuts och gofika vid platsbesök. Till sist vill jag även tacka Malin Holmgren och Charlie Bergström för korrekturläsning.
Umeå 18/3 – 2019 Anna Bergström
Innehållsförteckning
1 Inledning ……….1
1.1 Aitikgruvan och områdets geologi……….……1
1.2 Gruvverksamhetens miljöpåverkan på grundvatten………..1
1.3 Grundvatten och grundvattenbildning………..2
1.4 Vattenförvaltning och miljömål……….2
1.5 Syfte………..3
1.5.1 Frågeställningar
………..………3
1.5.2 Avgränsningar
………….………...3
2 Metod ……….………3
2.1 Områdesbeskrivning………3
2.1.1 Grundvattenrör och provtagning
……….……...4
2.2 Litteratur………4
2.3 Datahantering och bedömningsgrunder………..5
2.4 Referensvärden………..5
2.5 Statistiska samband...……….5
2.6 Geografisk analys……….6
3 Resultat ………..6
3.1 Halter i relation till bedömningsgrunder………..….6
3.2 Jämförelse med referensvärden………..7
3.3 Statistiska samband………8
3.4 Grundvattenrör i förhållande till vattnets rörelseriktning……….…..9
3.5 Villkor för skydd av grundvattnets kvalitet och kvantitet………….…12
3.5.1 Mark- och miljödomstolen
……….………12
3.5.2 Domar
……….………..………..…13
4 Diskussion ………..…..13
4.1 pH och sulfat i grundvatten…..……….……….……….…13
4.2 Kobolt och nickel i grundvatten……….………14
4.3 Kadmium och zink i grundvatten………..14
4.4 Uran och koppar i grundvatten…….……….15
4.5 Aitikgruvan påverkan på grundvattnets kvalitet……....……….15
4.6 Förbättringsförslag gällande Aitiks egenkontroll av grundvatten..16
4.7 Krav och villkor………17
4.8 Felkällor………..17
4.9 Slutsatser………18
5 Referenser ………..…………..18
Bilaga 1- Grundvattendata i förhållande till bedömningsgrunder.
Bilaga 2- Beräknade medelvärden och standardavvikelsen för aktuella
grundvattenrör
1
1 Inledning
1.1 Aitikgruvan och områdets geologi
Aitikgruvan är en av Europas största koppardagbrott (Lindmark Burck, Sjöholm & Hedlund 2017). Gruvan är belägen cirka 15 km sydost om Gällivare i Norrbottens län och är en del av Boliden koncernen. Dagbrottet i Aitik har varit i produktion sedan 1968 och här bryts en sulfidmineralisering innehållande framförallt koppar, guld och silver (Lindmark Burck, Sjöholm & Hedlund 2017). År 2017 anrikades cirka 39 000 kton malm till metallkoncentrat.
Gråbergproduktion uppgick samma år till 20 000 kton (Lindmark Burck, Sjöholm &
Hedlund 2017).
Berggrunden i området kring Aitik utgörs främst av metamorfa och magmatiska bergarter från den Svekokarelska orogenen, cirka 1,9 miljarder år gamla (Sveriges Geologiska
Undersökning [SGU] 2019). Jordarter i området domineras av morän, torv och berg i dagen (SGU 2019). Morän i områden med sulfidmineraliseringar innehåller generellt metaller förknippade med sulfider (Öhlander et al. 2002), vilket kan generera höga bakgrundshalter i yt- och grundvattnet (Duttweiler Kelley & Taylor 1997). Grundvattenbildningen i området sker främst genom infiltration genom morän (Bergab 2012) och är ungefär 200 mm/år (Rodhe et al. 2006). Grundvattenbildning sker också i mindre mängder direkt till berget och transporteras via sprickzoner. Dessa transporter är komplexa och svåra att kartlägga (Bergab 2012).
1.2 Gruvverksamhetens miljöpåverkan på grundvatten
I områden där den mänskliga aktiviteten är stor finns också risk för påverkan på
grundvattnet. I anslutning till gruvverksamhet kan grundvattnet påverkas både kemiskt och fysiskt (Axelsson & Follin 2000). Atanacković et al. (2016) beskriver gruvverksamhet som en av de huvudsakliga mänskliga aktiviteter som påverkar grundvattnets kvalitet och kvantitet.
Den fysiska påverkan beror på att gruvan i de flesta fall ligger under grundvattennivån vilket innebär att grundvattnet måste länspumpas och därmed sker en lokal sänkning av
grundvattennivån i området (Axelsson & Follin 2000). Den kemiska påverkan kommer utav de vittringsprocesser som sker inom gruvverksamheten (Axelsson & Follin 2000). Problem med vittringsprocesser är ofta relaterade till oxidation av sulfidmineraler. Vittringen sker genom att gruvan möjliggör för syre och vatten att tränga ner djupt i den geologiska miljön samtidigt som mineraler i form av gruvavfall tas upp till ytan och läggs på deponi (Wiggering 1993). Reaktionen för oxidation av pyrit (FeS2), ett vanlig förekommande sulfidmineral, visas nedan (Banks et al. 1997).
2FeS2 + 2O2 +7H2O → 2Fe2++ 4SO42- + 4H+
Oxidering av pyrit medför att järn- och vätejoner frigörs vilket sänker pH i vattnet (Banks et al. 1997). Det låga pH-värdet medför att lösligheten av många metaller ökar. Resultatet blir ett lakvatten innehållande höga halter metaller, sulfat och syrabildande vätejoner, vilket kan frigöras till den omgivande miljön (Banks et al. 1997). Lakvattnet kan därefter infiltrera och perkolera genom den omättade marken och på så sätt nå grundvattnet (Wiggering 1993).
Mängden lakvatten från gruvavfall som kan tillföras grundvattnet beror framförallt på
jordartens genomsläpplighet, grundvattenytans läge, deponeringens utformning och området topografi (Carlsson et al. 1978). Lakvatten som når grundvattnet kommer att följa
grundvattenflödet horisontellt och spädas vilket innebär att koncentrationen kommer att minska med ökat avstånd från föroreningskällan (Carlsson et al. 1978). Grundvattnets halter av metaller minskar även då vissa ämnen övergår till fast form eller via sorptionsprocesser (Carlsson et al. 1978).
2
1.3 Grundvatten och grundvattenbildning
Naturligt grundvatten bildas av den nederbörd som inte avdunstar eller tas upp av växter och som infiltrerar marken i så kallade inströmningsområden, perkolerar genom marken och fyller ut dess tomrum (Fig.1) (Grip & Rodhe 2016). Inströmningsområden utgör i allmänhet höjdområden medan utströmningsområden framförallt utgörs av lågområden (Grip & Rodhe 2016). Grundvattnet lagras i akviferer, en geologisk bildning med stor lagringskapacitet där grundvatten kan utvinnas (Grip & Rodhe 2016; Knutsson & Morfeldt 2002).
Grundvattenbildning är den hydrologiska process som leder till att våra
grundvattentillgångar fylls på och påverkas framförallt av mängden nederbörd, evapotranspiration, geologi, topografi och markanvändning (SGU 2017). I ett
grundvattensystem avrinner en del av de ytligaste grundvattnet till små källor, våtmarker och bäckar medan en mindre del tränger ner i djupare jordlager var en del avlänkas till lägre belägna, större ytvattenområden (Fig. 1). Endast en liten del kommer ner till berggrunden och strömmar vidare till ett större grundvattensystem (Knutsson & Morfeldt 2002).
Vattendelare utgör gränsen mellan olika avrinningsområden. Här skiljer man mellan yt- och grundvattendelare. Ytvattendelare är synliga i terrängen medan en grundvattendelare inte alltid följer topografin utan utgörs av en linje längs grundvattenytans höjdsträckning. I Sverige är det dock vanligt att både yt- och grundvattendelarna stämmer överens med
varandra (Grip & Rodhe 2016), framförallt när det handlar om ytligt grundvatten (Carlsson et al. 1978).
Figur 1. Schematisk illustration över inströmnings- och utströmningsområden samt grundvattenströmningens minskning med djupet (Axelsson & Follin 2000).
1.4 Vattenförvaltning och miljömål
Svensk lagstiftning som reglerar grundvattenhantering bygger på Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG. Direktivet kallas i Sverige för Vattendirektivet och omfattar förvaltning av sjöar, kustvatten, vattendrag och grundvatten. Direktivet är huvudsakligen
3
införlivat i Miljöbalken (SFS 1998:808), Vattenförvaltningsförordning (SFS 2004:660) samt Förordning (SFS 2002:864) med länsstyrelseinstruktion.
Syftet med vattenförvaltningen rörande grundvattnet är enligt SGU (2014) framförallt att uppnå miljökvalitetsmålet ”Grundvatten av god kvalitet” som enligt riksdagens definition lyder: ”Grundvattnet ska ge en säker och hållbar dricksvattenförsörjning samt bidra till en god livsmiljö för växter och djur i sjöar och vattendrag". Målet består i sin tur av sex preciseringar: Grundvattnets kvalitet, God kemisk grundvattenstatus, Kvaliteten på utströmmande grundvatten, God kvantitativ grundvattenstatus, Grundvattennivåer samt Bevarande av naturgrusavlagringar (Naturvårdsverket 2018).
Enligt Naturvårdsverket (2018) kommer inte miljökvalitetsmålet att uppnås till år 2020 med dagens styrmedel. Naturvårdsverket anser däremot att kunskapen om grundvatten har förbättras, men att ökade insatser inom miljötillsyn, samhällsplanering och vattenförvaltning krävs. Naturvårdsverket (2018) anser även att övervakningen samt kartläggning av
grundvattentillgångar och grundvattnets kvalitet behöver utökas och förbättras.
1.5 Syfte
Syftet med studien är att undersöka Boliden Aitiks kvalitetpåverkan på områdets grundvattenförekomster samt att utvärdera placeringen av befintliga grundvattenrör.
Undersökningen görs för att på så sätt förbättra Boliden Aitiks egenkontroll kring områdets grundvattenförekomster.
1.5.1 Frågeställningar
1. Finns det indikationer av mänsklig påverkan på grundvattnets kvalitet idag?
2. Finns det risk för försämrad grundvattenkvalité i framtiden?
3. Är de befintliga provpunkterna lämpligt placerade utifrån vattnets rörelseriktning?
4. Vilka villkor gällande grundvatten kan Aitik förvänta sig att det i framtiden kan ställas utav tillståndsmyndigheten?
1.5.2 Avgränsningar
I denna studie kommer grundvattnets kvalitet undersökas genom befintlig analysdata som sträcker sig från år 2014 till år 2018. Urvalet av analysdata beror på att kontinuerliga provtagningar har pågått under denna tidsperiod. Studien avgränsas också till att behandla de kemiska parametrarna: kadmium, kobolt, koppar, nickel, pH, sulfat, uran och zink.
Urvalet baseras på de villkor med gränsvärden som Aitik Boliden innehar för utsläpp till recipient. Detta gäller dock inte uran men på grund av att Aitik just nu genomför en
prövotidsutredning gällande uranhalter anses även den parametern vara relevant för studien.
I studien kommer även grundvattnet antas röra sig med horisontella komponenter och bero på topografin. Detta medför att ytvattendelare och grundvattendelare anses vara densamma.
De antaganden som görs medför en relativt grov uppskattning av grundvattnets rörelseriktning.
2 Metod
2.1 Områdesbeskrivning
I figur 2 nedan visas en övergripande bild över verksamhetsområdet. Brytningen sker i två dagbrott: Aitikdagbrottet som är 3,5 km långt, 1 km brett med ett maximalt djup på 450 m samt i Salmijärvidagbrottet som är 900 m långt, 650 m brett och med ett maximalt djup på
4
150 m (Lindmark Burck, Sjöholm & Hedlund 2017). På området finns även ett
anrikningsverk, gråbergsupplag och ett sandmagasin innehållande anrikningssand och överskottsvatten från anrikningsprocessen (Fig.2). I sandmagasinet sedimenterar sanden samtidigt som överskottsvattnet rinner ner till klarningsdammen där en sekundär
sedimentation av partiklar sker (Lindmark Burck, Sjöholm & Hedlund 2017).
Figur 2. Översiktlig bild över området med aktuella grundvattenrör (Boliden 2018a). Grundvattenrör markerat med mörkblå provtas tre gånger per år och grundvattenrör som på bilden är ljusblå provtas en gång per år.
Förutom vatten från anrikningsprocessen samlas även länspumpat vatten, lakvatten från gråbergupplag samt dagvatten upp och leds genom klarningsdammen där det renas. Vattnet från klarningsdammen pumpas därefter upp till anrikningsverket och återanvänds som processvatten (Lindmark Burck, Sjöholm & Hedlund 2017).
2.1.1 Grundvattenrör och provtagning
Idag finns 24 stycken aktuella grundvattenrör på Aitiks område (Fig.2). Provtagning av vatten utförs av Aitiks miljöprovtagare på sektionen Dammsäkerhet och Vattenhantering och analyseras av det externa laboratoriet ALS (Boliden 2018b). Sektionen för Yttre miljö
tillsammans med sektionen för Dammsäkerhet och Vattenhantering ansvarar för kontroll och lagring av analysdata (Boliden 2018b). Grundvattenprovtagningen sker vid tre tillfällen per år. En gång sent på våren, en gång under sommaren och en gång på hösten (Boliden 2018c).
Provtagningsrören är borrade i ytligt grundvatten mellan 1,5 meter till 16 meters djup där jorden har god genomsläpplighet (Boliden 2015). Några grundvattenrör är till en viss del borrade i fyllnadsmassor (Vatten- och miljöbyrån 2015). Provtagningen i slutet av sommaren är planlagt till samtliga grundvattenrör medan provtagningen på våren och hösten utförs i 13 rör, vilket beror på att många rör är borrade nära varandra och antas uppvisa liknande värden (Boliden 2018c). För parametrarna som studien berör har pH mätts i fält, metaller och sulfat har analyserats på filtrerat prov.
5
2.2 Litteratur
Bakgrund till studien samt information som presenteras i resultatet är baserade på
vetenskapliga artiklar inhämtade från databaserna: Web of Science och Scopus. Tillgång till databasen har möjliggjorts genom Umeå universitet. Som grund för studien ligger också rapporter från framförallt SGU och Naturvårdsverket, vilka är inhämtade genom sökmotorn Google. Specifik information om Aitiks verksamhet är inhämtad via muntliga
kommunikation med anställda på Aitik Boliden tillsammans med företagets interna
dokument. Resultatet är också baserad på svensk lagstiftning, svenska domar som utfärdats vid tillståndsprövning tillsammans med information från sakkunniga inom området.
Geologisk information och kartor har inhämtats från SGUs hemsida genom funktionen Kartvisaren samt Boliden Aitiks interna databas.
Sökord som använts är: Groundwater, Copper mine, Acid mine drainage, Sulphide oxidation, Groundwater management, Mine-water chemistry.
2.3 Datahantering och bedömningsgrunder
Data är inhämtat från Aitik Bolidens miljödatabas och har vidare behandlats i programmet Excel 2013. En utvärdering av befintlig data har gjorts genom en jämförelse med SGU:s bedömningsgrunder för grundvattenkvalitet (SGU 2013). Bedömningsgrunderna utgör ett verktyg för att tolka insamlat data och fungerar därmed som riktvärden (SGU 2013). Då bedömningsgrunder för kobolt saknas har istället ett riktvärde för sötvatten, framtaget av Svenska Miljöinstitutet (Jönsson 2013), använts. Riktvärdet anses kunna ge en indikation på om uppmätta halter av kobolt kan bedömas som höga eller låga.
2.4 Referensvärden
För att kunna bedöma om uppmätta halter är ett resultat av naturligt förhöjda metallhalter förekommande i området eller ett resultat av påverkan från gruvverksamheten användes resultat från en studie av Thunberg et al. (2001). I studien har forskarna tittat på kemiska sammansättningen i grundvattnet i det närliggande området Liikavaara Östra. Ett område med malmfyndigheter och mineraliseringar som liknar de kring Aitik (Thunberg et al. 2001).
Studien visar att grundvattnet i Liikavaara Östra innehåller högre halter metaller än grundvatten från ett icke- mineraliserat område, vilket beror på sulfidmineraliseringar i moränen (Thunberg et al. 2001). Referensvärdena är baserade på 20 prover tagna från grundvattenröret RI där pH-värdet är mätt i fält och metaller är analyserade på filtrerat prov (Thunberg et al. 2001). Röret valdes då det är ett ytligt grundvattenrör placerat i morän med högst metallhalter av de grundvattenrör som är inkluderade i studien (Thunberg et al. 2001).
Parametern svavel från referensröret har omvandlats till sulfat utifrån molvikter (ALS 2018).
En jämförelse med referensvärdena har genomförts där standardavvikelsen har använts för att göra ett intervall. Intervallet utgörs av referensvärdet adderat och subtraherat med standardavvikelsen. Värden inom detta intervall har inte ansetts skilja sig från
referensvärdet.
2.5 Statistiska samband
För att se eventuella samband har Spearman rank korrelationskoefficienter tagits fram mellan de kemiska parametrarna och sammanställts i Excel 2013. Spearman rank korrelationskoefficient har använts då data inte är normalfördelat (Henriksson 2008).
Korrelationens styrka anges i korrelationskoefficienten rs, som antar ett värde mellan -1 och 1. Ett rs-värde nära 1 betyder att sambandet är starkt positivt och ett rs-värde nära -1 betyder att sambandet är starkt negativt (Henriksson 2008). Då grundvatten påverkat av gruvavfall kan förväntas ha lågt pH med höga halter av sulfat och metall (SGU 2013) har metallernas samband med pH-värde och sulfat testats med en signifikansnivå på 0,01. Databortfallet som
6
finns i befintlig data har hanterats genom att ofullständiga provtagningar exkluderats från korrelationsmatrisen. För de provtagningstillfällen som saknar pH-värde men där pH-värdet har mätts dagen innan provtillfälle har dessa ansetts tillhöra samma provtagning.
2.6 Geografisk analys
G
För att analysera befintliga provtagningspunkter användes det geografiska
informationssystemet ArcGIS 10.5.1. Genom användning av programvaran ArcMap, som är en del av ArcGIS, kunde grundvattenrören placeras ut utifrån deras koordinater.
Lantmäteriets höjdmodell 2m hämtades från Sveriges Lantbruksuniversitets GET-tjänst.
Höjdmodellen över Aitikområdet är scannat år 2009 (Lantmäteriet 2019). Vidare
bearbetades höjdmodellen i ArcMap med programmets verktyg för yta och hydrologi. De verktyg från ArcMap som användes var Contour, Fill, Flow Direction, Basin och Resample.
Bearbetningen medförde att områdets topografi, vattnets rörelseriktning samt vattendelare kunde tas fram. Den geografiska informationen jämfördes därefter med grundvattenrörens placeringar.
3 Resultat
3.1 Halter i relation till bedömningsgrunder
En översiktlig kartläggning av grundvattnets kvalitet har genomförts i förhållande till bedömningsgrunder av grundvattnets kvalitet från SGU (2013) (Tabell 1). En total
sammanställning av samtliga provpunkter gentemot bedömningsgrunderna finns i Bilaga 1 där mycket hög halt, hög halt och måttlig halt respektive mycket lågt pH, lågt pH och måttligt pH har markerats. För kobolt har värden som överskrider riktvärdet markerats (Tabell 1).
Tabell 1. Sammanställda riktvärden och färgbeteckning från SGU:s (2013) bedömningsgrunder för grundvatten tillsammans med riktvärde för kobolt i sötvatten.
SO4 mg/l Cd µg/l Cu µg/l Ni µg/l Zn µg/l U µg/l
Måttlig 25-50 0,5-1 200-1000 2-10 10-100 10-15
Hög halt 50-100 1-5 1000-2000 10-20 100 - 1000 15-30
Mycket hög halt ≥ 100 ≥ 5 ≥ 2000 ≥ 20 ≥ 1000 ≥ 30
Klass pH
Måttlig pH 6,5-7,5
Lågt pH 5,5-6,5
Mycket lågt pH ≤ 5,5 Klass Co µg/l Högre än
riktvärdet ≥ 8
Jämförelsen mot bedömningsgrunderna för grundvattnets kvalitet (SGU 2013) visar att pH- värdet för många provtagningstillfällen är lågt och där 14 % av proverna bedöms som mycket låga (Tabell 2). 37 % av proverna bedöms innehålla mycket höga sulfathalter. För sulfat har det även gjorts en påverkansbedömning och mycket höga halter innebär mycket stark
påverkan (SGU 2013). För kadmium fanns enstaka prover som bedöms som måttliga, medan 25 % av proverna överskrider riktvärdet för kobolt. För nickel fanns flera provtagningsrör där majoriteten av proverna visar höga halter varav 18 % bedöms som mycket höga. Majoriteten av proverna har uppmätt höga zinkhalter. Uran och koppar visar enstaka prover med höga halter.
7
Tabell 2. Andel prover som visar mycket höga halter/mycket lågt pH/överskrider riktvärde för SO4, Cd, Cu, Ni, Zn och U samt i vilka grundvattenrör dessa uppmätts.
Parameter Andel
prover Provtagningsrör
pH 14 % CD02, GH02, IJ03, IJ04, IJ05, Sak04, Sak09, T605 och T607 SO4 mg/l 37 % CD02, GH04, IJ01, IJ02, IJ03, IJ04, IJ05, Sak04, Sak11, Sak12,
T601, T608, T611 och T605.
Cd µg/l 0 %
Co µg/l 25 % CD02, GH03, GH04, IJ01, IJ03, IJ05, Sak01, Sak04, Sak09, T607, och T608.
Cu µg/l 0 %
Ni µg/l 18 % CD02, GH04, IJ01, IJ02, IJ03, IJ05, Sak04, Sak09, T607 och T605.
Zn µg/l 0 % U µg/l 0 %
De grundvattenrör där det vid samma provtagningstillfälle har uppmätts mycket lågt pH tillsammans med mycket höga sulfat- och nickelhalter är: CD02, IJ03, IJ05, Sak04 och T605.
3.2 Jämförelse mot referensvärden
Nedan (Tabell 3) visas referensvärden från grundvattenrör RI placerade i Liikavaara Östra.
Tabell 3. Medelvärden (x̄) och standardavvikelser (sd) från referensrör RI i Liikavaara Östra baserat på 20 prover.
Grundvattenrör pH
fält SO4
mg/l Cd
µg/l Co
µg/l Cu
µg/l Ni
µg/l Zn
µg/l U µg/l
RI x̄ 6,52 5,31 0,06 0,40 54,73 1,25 43,21 0,40
RI sd 0,25 0,81 0,03 0,31 41,91 0,62 77,78 0,19 Majoriteten av proverna för sulfat, kobolt och nickel överskrider referensvärden (Tabell 4).
För pH, kadmium och koppar ligger majoriteten av proverna under referensvärden.
Majoriteten av proverna har uppmätt zinkhalter kring referensvärdet på 43.21 µg/l. Ungefär hälften av proverna för uran ligger under referensvärdet. Intervallet för de prover som överskrider referensvärdet visar på en stor variation.
Tabell 4. Antal provtagningar i förhållande till referensvärde. För de provtagningar som överskrider referensvärdet visas medelvärde av dessa samt inom vilket intervall dessa ligger. För pH är medelvärdet och intervallet beräknat från provtagningar som underskrider referensvärdet. För sulfat, kobolt och nickel visas även andel prover som överskrider referensvärde.
Prover <
referensvärde Prover ≈
referensvärde Prover >
referensvärde Medelvärde
pH 99 75 3 5,65 (3,81 – 6,25)
SO4 mg/l 26 181 (87 %) 179 (7,26 – 912)
Cd µg/l 122 37 48 0,29 (0,096- 2,31)
Co µg/l 6 66 135 (65 %) 27,71 (0,78-1440)
Cu µg/l 161 40 6 333 (114-773)
Ni µg/l 7 60 140 (68 %) 27,21 (3,05 -1090)
Zn µg/l 184 23 242,13 (137- 767)
U µg/l 88 55 36 2,3 (0,6- 16,1)
I figur 4 visas medelvärden från samtliga provrör för sulfathalten. Notera att medelvärdena är högre och mer frekventa i grundvattenrören kring klarnings- och sedimentationsdammen (område IJ, CD och GH). Medelvärde och standardavvikelser för samtliga grundvattenrör finns i Bilaga 2.
8
Figur 4. Medelvärdet för sulfat i samtliga grundvattenrör i förhållande till mycket höga halter enligt SGU (2013) (blått streck). Grundvattenrören är sorterade från högst medelvärde till lägst.
3.3 Statistiska samband
Korrelationskoefficienter för de analyserade kemiska parametrarna pH, sulfat, kadmium, kobolt, koppar, nickel och zink (Tabell 5) varierar och uppvisar värden mellan -0,63 till 0,67.
75 provtagningstillfällen av totalt 207 stycken (36 %) var ofullständiga och fick exkluderas från korrelationsmatrisen.
Tabell 5. Korrelationskoefficienter för kemiska parametrarna pH, SO4, Cd, Co, Cu, Ni, Zn och U. Signifikanta samband (p< 0,01) är markerade med fetstil.
pH SO4 Cd Co Cu Ni Zn
SO4 0,09
Cd -0,63 0,12
Co -0,61 0,06 0,67
Cu -0,46 -0,17 0,39 0,22
Ni -0,54 0,15 0,66 0,60 0,66
Zn -0,55 -0,06 0,47 0,34 0,62 0,64
U -0,08 0,07 0,23 0,00 0,02 0,08 0,13
pH-värdet visade signifikanta (p< 0,01) negativa samband med kadmium, kobolt, koppar, nickel och zink. Sambanden mellan metallerna visar att uran korrelerar svagt med kadmium men visar ingen korrelation med någon annan metall. Positiv korrelation finns mellan övriga metaller där starkast samband för kobolt är med nickel och kadmium. Kobolt har ingen signifikant korrelation med koppar och korrelerar svagt med zink. Nickel visar även signifikanta samband med kadmium, zink och koppar.
När sambanden mellan sulfat och nickel i grundvattenrör testades i de rör som uppmätt mycket lågt pH, mycket höga sulfathalter och mycket höga nickelhalter (Fig.5a) vid samma provtillfälle (CD02, IJ03, IJ05, Sak04 och T605) visade resultatet stark signifikant
korrelation (p=0,00). I samma rör (Fig. 5b) syns även ett positivt signifikant samband mellan nickel och kobolt (p=0,00). Sulfat visade inga signifikanta samband med någon annan
parameter när korrelationen vid samtliga provtagningar testades (Tabell 5).
0 100 200 300 400 500 600 700 800
GH04 T605 IJ03 IJ05 IJ04 CD02 Sak12 IJ01 IJ02 Sak04 T611 Sak11 T601 CD03 GH03 T608 Sak02 Sak14 Sak09 Sak07 Sak13 GH02 T607 Sak01
SO4mg/l
Grundvattenrör
9
Figur 5. Samband mellan a) nickel och sulfat samt b) nickel och kobolt från CD02, IJ03, IJ05, Sak04 och T605.
Två extremvärden från Sak04 har exkluderats från diagrammen för att göra de läsliga.
3.4 Grundvattenrören i förhållande till vattnets rörelseriktning
Geografiska bearbetningen visar att Aitikområdet består av två avrinningsområden där vattendelaren mellan dessa två går längs den östra delen av sedimentationsdammen. I figur 6a-d visas aktuella grundvattenrör i förhållande till Aitik områdets topografi, vattnets rörelseriktning och vattendelare mellan två avrinningsområden.0 10 20 30 40 50 60 70
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900
Ni µg/l
SO4mg/l rs=0,78 A
0 10 20 30 40 50 60 70
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Ni µg/l
Co µg/l rs=0,57 B
10 A
B
11
Figur 6a-d. Karta över samtliga grundvattenrör. Vattnets riktning är markerat med blå pilar. Rör markerat med orange betyder att prover från röret uppmätt mycket lågt pH tillsammans med mycket höga sulfat- och
nickelhalter enligt SGU (2013). Rör markerat med lila betyder att prover från röret uppmätt mycket höga nickelhalter eller kobolthalter högre än riktvärdet.
C
D
12
Samtliga grundvattenrör i område IJ är borrade på plan yta utan tydlig rörelseriktning för vattnet (Fig.6a). För grundvattenrören som börjar på GH är rör GH02 och GH04 borrade på lägre höjd än GH03. Vattnet vid dessa grundvattenrör rör sig i nordlig riktning.
Grundvattenröret CD02 är belägen på en lägre höjd än CD03 (Fig.6b). CD02 ligger mellan två höjder och vattnet rör sig mot röret från både väst och öst, därefter vidare i nordlig riktning där det ser ut att passera grundvattenrör T601. T601 är borrat väst om vattendelare och därmed även trolig grundvattendelare. Röret är troligtvis opåverkat av gråbergsupplaget väst om röret. T611 ligger precis på området för vattendelare men mottar troligtvis vatten från gråbergsupplag.
De grundvattenrör som framförallt får vatten från norra gråbergsupplaget är grundvattenrören T605, T607 och T608 (Fig.6c). Vattnets rörelseriktning från
Aitikdagbrottet går mot nordöst och passerar främst grundvattenrören, Sak04, Sak07 och Sak09. Grundvattenrören: Sak01, Sak14, Sak02 och Sak13 är de rör som är borrade längst bort från området. Grundvattenröret Sak09 ligger även i linje för vattnets rörelseriktning från gråbergsupplaget öst om Aitikdagbrottet (Fig.6d) tillsammans med grundvattenrören Sak11 och Sak12.
3.5 Villkor för skydd av grundvattnets kvalitet och kvantitet
De allmänna hänsynsreglerna i Miljöbalken (SFS 1998:808) ligger till grund för skyddet av grundvattnets kvalitet och kvantitet. Skydd av vattenresurser finns även reglerat i
områdesskyddet i 7 kap. miljöbalken (SFS 1998:808) och bestämmelser om miljökvalitetsnormer för vatten i 5 kap. miljöbalken (SFS 1998:808). Ansvaret för grundvattnets skydd ligger i första hand på verksamhetsutövaren eller den som utför en åtgärd (Havs- och vattenmyndigheten 2018). En stor del av kraven i fråga om grundvatten för tillståndspliktiga verksamheter regleras i givna tillstånd (SGU 2017). Tillstånden ska
innehålla tydliga, rättssäkra och ändamålsenliga villkor samtidigt som de måste vara möjliga att följa upp och utöva tillsyn över (Naturvårdsverket 2019). Krav på grundvattenprovtagning som villkor i tillstånd för verksamheter är inte vanligt men förekommer. Dessa krav berör främst deponiverksamheter och vid efterbehandling (Maxe et al. 2014). Samtliga
tillståndspliktiga verksamheter omfattas även av ett allmänt villkor, som binder sökande vid den redovisning verksamheten lämnat i ärendet. Villkoret innebär bland annat att endast de slags utsläpp som sökande angivit i sin tillståndsansökan får göras (Bjällås & Rahmn 1996).
3.5.1 Mark- och miljödomstolen
Olauson (2019) beskriver hur grundvattenfrågorna generellt uppmärksammats mer vid prövning av miljöfarlig verksamhet i Mark- och miljödomstolen vid Umeå tingsrätt under de senaste 10 åren jämfört med tidigare och att Mark- och miljödomstolen oftare nu än tidigare remitterar SGU, expertmyndighet för grundvatten. Kvantitetsbegränsningar, vilka är
mätbara, beskrivs vara de vanligaste villkoren som berör grundvatten (Edlund 2019). Den bidragande faktorn till att en verksamhet inte får villkor som berör grundvatten är avsaknad av behov då grundvattnets skyddsvärde är lågt och/ eller det finns avsaknad av andra skyddsobjekt som skulle kunna påverkas av ett grundvattenuttag (Edlund 2019).
Skyddsvärda grundvattenformationer är enligt Naturvårdsverket (2009b) framförallt grundvattenförekomster som är viktiga för människans vattenförsörjning. När grundvattnet inte är tjänligt som dricksvatten eller bevattningsvatten, som fallet ofta är vid förorenade områden, kan krav ställas av hänsyn till miljöaspekter när exempelvis grundvattnet sprids till ytvatten eller påverkar andra ekosystem såsom våtmarker (Naturvårdsverket 2009b).
13 3.5.2 Domar
Efter en genomgång av tillstånden till några av Sveriges aktiva sulfidmalmsgruvor, däribland Zinkgruvan (Deldom Mål nr M 2927- 12), Garpenbergsgruvan (Dom Mål nr M 461-11), Kankbergsgruvan (Dom Mål nr M 739-09) och Aitikgruvan (Deldom Mål nr M 3093-12) gällande utsläpp till vatten, noterades att samtliga av dessa ovan nämnda verksamheter i dagsläget inte innehar villkor som specifikt berör kontroll av grundvattnets kvalitet eller kvantitet.
För Lovisagruvan (Deldom Mål nr M 3840- 07), Kristinebergsgruvan (Deldom Mål nr M 1993-12) och Renströmgruvan (Deldom Mål nr M 354-13) är slutliga villkor i frågan om utsläpp till vatten för samtliga satt på prövotid. Lovisagruvan har i deldom ett
utredningsvillkor gällande verksamhetens påverkan på yt- och grundvattnet i linje med satta miljökvalitetsnormer. Renströmsgruvan har i deldom ett utredningsvillkor där bolaget ska utreda den diffusa spridningen av metaller till omgivningen från verksamheten, provtagning och analys av grund- och ytvatten ingår i utredningen.
I fallet Blaikengruvan, en idag nerlagd sulfidmalmsgruva, som i Mark- och
miljööverdomstolens dom Mål nr M 4233-13 fastställs orsaka en kontinuerlig spridning av metallhaltigt vatten från områdets dagbrott, gråbergsavfall och sandmagasin, godkänns efterbehandlingsplanen för denne i Mark- och miljödomstolens dom Mål nr M 507-99.
Vidare beskriver domen att efterbehandlingsplanen säger att mätbara åtgärdsmål för halter i grundvatten inte krävs då grundvattnet bedöms vara naturligt påverkat och sakna specifikt skyddsvärde.
I deldom Mål nr M 595-12, gällande tillstånd till den då planerade järnmalmsgruvan Mertainen, i Kiruna kommun, i fråga om tillåtlighet och byggnadsdom går att utläsa ett fastställt villkor för ”kontroll av påverkan inom Natura 2000 samt skyddsåtgärder”. I deldomen åläggs sökande att kontrollera grundvattennivåer i jord och berg från det
planerade dagbrottet till ett närliggande Natura 2000 område, Rautas. Villkoret ställer också krav på vidtagande av skyddsåtgärder så att grundvattennivåerna i jord vid gränsen till Natura 2000 området inte sjunker under naturliga variationer.
4 Diskussion
4.1 pH och sulfat i grundvatten
Mycket höga sulfathalter enligt SGU (2013) och därmed stor påverkan, är uppmätt i 37 % av proverna (Tabell 2) samtidigt som i stort sett samtliga prover visade halter som låg över referensvärdet (Tabell 4). Höga halter i grundvatten återfinns naturligt i områden med sulfidmineraliseringar (Laybourne et al. 1998; SGU 2013) samtidigt som forskning visar att exploaterade sulfidmineraliserade områden genererar högre sulfathalter i grundvattnet än om området inte hade varit exploaterat (Pauwels et al. 2002). Flera grundvattenrör vid klarnings- och sedimentationsdammen har mycket höga sulfathalter jämfört med området kring dagbrott och gråbergsupplag (Fig.4). Höga sulfat och- metallhalter i detta område kan komma från diffusa läckage från dammen då denna har en viss genomsläpplighet (Axelsson et al. 1992). I grundvattenrör som vid samma provtagningstillfälle uppmätt mycket höga sulfathalter, mycket lågt pH och mycket höga nickelhalter fanns ett signifikant samband mellan sulfat och nickel (Fig.5a). Resultatet i de grundvattenrören indikerar på
mineralsamband och därmed troligtvis även sulfidvittring. Då inga samband syntes mellan sulfat och metaller när samtliga provtagningar testades verkar det som det förekommer lokala skillnader mellan grundvattenrör.
14
Signifikanta korrelationen mellan pH och metallerna; kadmium, kobolt, koppar, nickel och zink visar att surt vatten ökar dessa metallers löslighet (Banks et al. 1997; Thunberg et al.
2001). Några av rören med lägst pH-värde är belägna kring klarnings- och
sedimentationsdammen (CD02, IJ03 och IJ05) där enstaka provtillfällen visat pH ner till 3,81 (Tabell 4). I dessa grundvattenrör har även höga halter av framförallt sulfat, kobolt och nickel uppmätts. Då sedimentationsdammen kalkas medför det att pH-värdet i
klarningsdammen ligger kring 7 (Lindmark Burck, Sjöholm & Hedlund 2017). Diffusa läckage från dammen är därför inte en trolig förklaring för grundvattenkemin i dessa rör då pH skulle vara högre. Moränen i sulfidmineraliserade områden innehåller lokalt höga metallhalter (Öhlander et al. 2002) samtidigt som inlandsisen framfart har medfört en komplicerad relation mellan berg och jord (Lestinen et al. 1996). Även om området vid klarnings- och sedimentationsdammen är belägen flera kilometer från Aitikdagbrottet kan moränen i området fortfarande innehålla sulfider och stora lokala skillnader kan förekomma. Om naturlig vittring kan medföra så pass låga pH-värden i detta område kvarstår att utreda. En icke-naturlig källa till sulfidvittringen kan annars tänkas komma från fyllnadsmaterial.
4.2 Kobolt och nickel i grundvatten
Även kobolt har många uppmätta värden som överskrider riktvärdet och majoriteten av alla provtagningar ligger högre än referensvärdet (Tabell 4). Samma resultat visas för nickel.
Markkemin för kobolt och nickel är mycket lika (Berggren Kleja et al. 2006) och nickel är vanligen associerat med kobolt i mineraliseringar (Ek et al. 2008). Korrelationen visar starkt positivt samband mellan nickel, kobolt och kadmium men inte med de övriga metallerna.
Resultatet kan indikera på gemensam källa för dessa i grundvattnet. Kobolt och nickel visar även signifikant korrelation i de grundvattenrör som visat mycket höga sulfathalter, mycket lågt pH och mycket höga nickelhalter (Fig.5b). Kobolt och nickel har framförallt uppmätts i rör kring klarnings- och sedimentationsdammen (CD02, GH04, IJ03 och IJ05) samt i Sak04 och Sak09. Rören Sak04 och Sak09 är de grundvattenrör som är borrade närmast
Aitikdagbrottet och ligger i vattnets strömningsriktning (Fig.6c). Förhöjda kobolt- och
nickelhalter beskrivs i Bergab (2012) även ha påträffats vid provtagning av grundvatten i berg vid ungefär samma område. Halterna låg då på 14,6 µg/l för kobolt och 17,2 µg/l för nickel.
Något som kan jämföras med medelvärdet för de kobolt- och nickelprover som ligger över referensvärdet på 27,7 µg/l respektive 27,2 µg/l (Tabell 4). Nationellt ligger medelvärdet för nickel i grundvatten på 1,61 µg/l (SGU 2013) och för kobolt är referensvärdet för grundvatten i jord 0,5 µg/l (SGU-FS 2013:2). Nickel är enligt Vattendirektivet (Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG) ett av 33 prioriterade ämnen.
I rör Sak09 ses kontinuerligt höga halter av nickel och kobolt utan att varken pH eller sulfat är särskilt lågt eller högt. Grundvattenkemin i detta rör stärker bilden av höga
bakgrundshalter men då inget grundvattenrör på området med säkerhet kan antas vara opåverkat av gruvverksamheten går det inte säkert att fastställa metallernas ursprung. Det återstår att utreda om nickel- och kobolthalter kan förklaras med hög bakgrundshalt.
4.3 Kadmium och zink i grundvatten
För kadmium däremot finns inga anmärkningsvärt höga halter och majoriteten av proverna ligger under referensvärdet och även det nationella medelvärdet på 0,05 µg/l (SGU 2013).
Zink och kadmium är metaller som ofta följs åt och har liknande markkemiska egenskaper (Berggren Kleja et al. 2006; SGU 2013) och kadmium visade, precis som med kobolt och nickel, även positivt samband med zink och koppar. Utvärderingen av zinkhalterna i
förhållande till bedömningsgrunderna påvisade flertalet provtillfällen med måttliga till höga halter (Bilaga 1). Samtidigt ligger majoriteten av proverna inom referensvärdets intervall
15
(Tabell 4) och även under det nationella medelvärdet på 119 µg/l (SGU 2013). De observerade kadmium- och zinkhalter är nog i de allra flesta fall bakgrundshalter för området.
4.4 Uran och koppar i grundvatten
Grundvattnets uranhalter är generellt låga och det fanns endast ett provtillfälle med hög halt (Bilaga 1). Majoriteten av grundvattenproverna har uppmätt uranhalter liknande eller lägre än referensvärdet (Tabell 4). Uran var den enda metallen som inte korrelerade med lågt pH.
Uran är inte pH beroende utan kan förekomma som löslig i både sur och alkalisk miljö (Naturvårdsverket & SGU 2017).
Även kopparhalterna är låga i förhållande till SGU:s bedömningsgrunder och majoriteten av prover som tagits ligger under referensvärdet. Kopparhalterna vid många provtagningar ligger även under det nationella medelvärdet på 67 µg/l (SGU 2013). Även om koppar är en mycket mobil metall i sura miljöer så skiljer det sig gentemot de andra metallerna genom att binda mycket starkt till organiskt material vilket medför att koppar i mark istället blir immobil (Berggren Kleja et al. 2006; Coston et al. 1995). Egenskaperna kan förklara att grundvattnets kopparhalter generellt är låga. Samma teori presenteras i en studie av det indiska koppardagbrottet Khetri, där forskarna fann låga kopparhalter i ytligt grundvattnet i förhållande till metallerna zink och järn (Punia & Siddaiah 2017).
4.5 Aitikgruvans påverkan på grundvattnets kvalitet
För grundvattenröret Sak04 är halterna som uppmätts vid de senaste två provtagningarna, år 2017 och år 2018, anmärkningsvärt höga i relation med tidigare provtagningar i samma rör.
Här har det vid de senaste provtagningarna bland annat uppmätts kobolthalt på 1440 µg/l, nickelhalt på 1090 µg/l och zinkhalt på 767 µg/l (Bilaga 1). Enligt SGU (2013) kan man misstänka påverkan från lokal föroreningskälla om zinkhalterna överskrider 700 µg/l och enligt Naturvårdsverket (1999) anses förorenat grundvatten med nickelhalter över 500 µg/l vara mycket allvarligt. Plötsliga förändringar i grundvattenkemin som vi ser ovan kan indikera på en påverkan från punktkälla.
Det finns även ett visst mönster med att de rör som är borrade närmast gråbergsupplag och Aitikdagbrottet, samt rören kring klarnings- och sedimentationsdammen, har högre halter än de grundvattenrör som är borrade längre bort från området (Fig. 6a-d). Av metallerna är det framförallt kobolt och nickel som sticker ut. Att halterna är högre närmare dagbrott,
gråbergsupplag och sedimentationsdammar och minskar med avstånd kan indikera på påverkan från gruvverksamheten (Carlsson et al. 1978) samtidigt som det kan visa att det finns starkare mineraliseringar och därmed högre bakgrundshalter desto närmare
dagbrotten rören är borrade. Vetskapen om den naturliga bakgrundshalten för grundvattnet i ett mineraliserat område är av stor vikt för att kunna fånga upp eventuella förändringar över tid när området exploateras (Duttweiler Kelley & Taylor 1997; Thunberg et al. 2001). Aitik har varit i bruk så pass länge att det idag är väldigt svårbedömt att veta hur grundvattnets kemiska sammansättning hade sett ut utan exploatering. Inom mineraliserade områden kan det även finnas stora lokala variationer i moränen på grund av inlandsisen (Öhlander et al.
2002) och även om det finns referensvärde från ett närliggande område som Liikavaara östra är det fortfarande inte säkert att dessa helt överensstämmer med varandra. Utmärkande skillnader gäller framförallt sulfat, nickel och kobolt. Baserat på de samband som syns mellan nickel och sulfat i rör där mycket lågt pH tillsammans med mycket höga sulfat- och
nickelhalter uppmätts enligt SGU (2013) (Fig.5a) är det sannolikt att några grundvattenrör är påverkade av gruvans verksamhet samtidigt som grundvattnet har höga bakgrundshalter.
Mer detaljerad studie av enskilda grundvattenrör hade krävts för att kunna skilja på dessa två faktorer.
16
Kring klarnings- och sedimentationsdammen, ser vi generellt högre sulfathalter i fler grundvattenrör än övriga området (Fig.4). I samma område ser vi även låga pH-värden och en del höga metallhalter (Fig.6a-b). Troligtvis är detta område mer påverkat av verksamheten än området vid dagbrotten och gråbergsupplag.
Förutom enstaka förhöjda kobolthalter, går det inte att se någon märkbar påverkan på grundvattnet i utkanten av området (ex Sak01, Sak02 och Sak13). Eventuell påverkan från verksamheten förekommer i så fall bara lokalt. För framtiden gäller det dock att avvikelser, som vi idag till exempel ser i Sak04, utreds för att förhindra en försämring av
grundvattenkemin. För en verksamhet av Aitiks storlek och omfattning föreligger alltid en risk för påverkan på omgivande miljö och då grundvattnet rör sig långsamt (Grip & Rodhe 2016) kan en förorening bli mycket långvarig samtidigt som det kan ta lång tid innan en påverkan på recipient syns.
I dagsläget finns för få provtagningar för att kunna analysera förändringar över tid, vilket i framtiden kan rekommenderas. På så sätt går det att identifiera eventuella trender och risker med till exempel minskad/ökad nederbörd. Det har inte heller funnits utrymme för att beakta grundvattnets påverkan på vattenkemin i recipient. Som jämförelse använder sig Naturvårdsverket vid riskbedömning av förorenade områden en modell som antar
utspädning på 4000 gånger när ett förorenat grundvatten når ytvatten (Naturvårdsverket 2009c).
4.6 Förbättringsförslag gällande Aitiks egenkontroll av grundvatten
Vid provtagning av grundvatten är det framförallt viktigt att hydrogeologiska förhållanden och sårbara punkter är kända (Baalousha 2009). Då grundvattenföroreningar rör sig i plymer (Engelke et al. 2009) är det viktigt att grundvattenrören borras på olika djup. Grundvattenrör som är placerade tätt, i samma jordart och på samma djup kommer mest troligt inte kunna påvisa skillnader i grundvattenkemin (Forsgård 2012). För många provtagningspunkter kommer även att vara kostnadsineffektivt och leda till överskottsinformation (Baalousha 2009). En optimal grundvattenövervakning innebär en representativ bild av grundvattnet med minst antal provtagningsplatser (Baalousha 2009).Den generella rörelseriktningen i Aitikområdet är för det västra avrinningsområdet nordlig och för de östra avrinningsområdet nordöst (Fig.6a-c). Utifrån vattnets rörelseriktning och potentiella föroreningskällor är grundvattenrören kring Aitik lämpligt placerade och har goda förutsättningar för att fånga upp eventuella avvikelser. De närliggande rören Sak01 och Sak14, är borrade på liknande djup (5,4m respektive 7m) och belägna i utkanten av området (Boliden 2015). Det finns ingen anledning att tro att dessa skulle uppvisa olika
grundvattenkemi och ett av rören kan därför uteslutas. De stora variationerna i grundvattenkemi mellan övriga tätt borrade rör, framförallt kring klarningsdammen, bekräftar att provtagning i samtliga rör fyller ett syfte.
Utvärderingen visar även att ett grundvattenrör inte är lämplig för provtagning. Rör CD03 ligger svårtillgängligt för miljöprovtagarna genom sin placering på en blöt myr (Boliden 2018d) vilket medför att provtagning från röret endast genomförts vid ett tillfälle (Bilaga 1).
Samma vatten rör sig troligtvis till närliggande röret CD02 och därefter T601 (Fig.6b). Rör CD03 kan därför uteslutas från provtagningsprogrammet. Senaste noterade provtagningen av CD02 var år 2016. Med tanke på att de provtagningar som gjorts har visat lågt pH och höga sulfathalter är det viktigt att provtagning här genomförs och det rekommenderas också att genomföras tre gånger per år istället för en.
17
Eftersom Sak04 är det enda grundvattenrören som uppvisat så pass höga halter att påverkan från lokal punktkälla misstänks är det aktuellt att ändra så att denna provtas tre gånger per år istället för en. Fler provtagningar krävs för att kunna utreda om halterna beror på punktkälla eller missvisande extremvärden från kontaminerat prov.
Sammanfattningsvis anses det inte behövas borras ytterligare rör än de som finns, men det är viktigt att aktuella rör provtas i den mängd det är planerat.
4.7 Krav och villkor
Då Aitikgruvan idag saknar specifikt villkor för kontroll av grundvattenpåverkan regleras egenkontrollen för grundvatten i stor utsträckning i verksamhetens allmänna villkor. Indirekt regleras också grundvattnets kvalitet genom sin placering av gruvavfall och typ av täckning.
Placeringen av gruvavfallet i Aitik är planerat så att verksamhetens interna dikessystem samlar upp vattnet och förhindrar infiltrering samt perkolering av lakvatten ner till grundvattenytan (Strömberg & Banwart 1994). Undersökningar i området tyder på att infiltreringen i morän under gråbergsupplag är låg (Axelsson et al. 1992). Skyddet av grundvattnets kvalitet är på så sätt en del av Aitiks totala vattenhantering.
Även om grundvattenfrågan idag beskrivs ta mer plats vid tillståndsprövning (Olauson 2019) finns det ändå en avsaknad av slutliga villkor för grundvatten i de domar som berör utsläpp till vatten för många av Sveriges sulfidmalmsgruvor. Kontroll av grundvatten verkar i större utsträckning beröras i utredningsvillkor, baserat på Lovisagruvans Deldom Mål nr M 3840- 07 och Renströmsgruvans Deldom Mål nr M 354-13.
Det framgår även av domarna att det krävs, precis som uttalandet av Edlund (2019), att grundvattnet måste vara skyddsvärt eller kan påverka ett skyddsvärt område för att villkor för grundvatten ska vara aktuellt. Villkoret för den planerade järnmalmsgruvan Mertainen (Deldom mål nr M 595-12) och den godkända efterbehandlingsplanen för Blaikengruvan (Dom mål nr M 507-99) stärker bilden att eventuella villkor för Aitik mest troligt kommer beröra mätbara kvantitetsbegränsningar och skyddsåtgärder. Grundvattenprovtagning kommer sannolikt krävas som komplement till eventuella åtgärder (Naturvårdsverket 2009d).
I och med den planerade efterbehandlingen av Aitik, finns också stora grundvattenfrågor som ligger längre fram i tiden. Då Aitik, som verksamheten ser ut idag, inte har några närliggande grundvattentäkter eller medför någon betydande påverkan på Natura 2000 område (Deldom Mål nr M 3093-12) medför det att grundvattnet har lågt skyddsvärde (Naturvårdsverket 2009b). Troligtvis kommer det låga skyddsvärdet medföra att huvudfokus för grundvattnets skydd kommer ligga på typ av täckning, för att från första början förhindra infiltrering och därmed grundvattenpåverkan, tillsammans med villkor på utsläpp till
recipient där grundvattnet i slutändan kan antas mynna ut.
4.8 Felkällor
Eventuella felkällor i denna studie kan dels uppstå vid provtagningen. Från 2015 och framåt har denna utförts av miljöprovtagarna på Yttre miljö. Innan dess utfördes de av externa konsulter. Att provtagningen genomgående utförts på samma sätt går därför inte att bekräfta.
För flertalet rör finns också få provtagningstillfällen, detta medför att slutsatser dras på relativt lite dataunderlag. Enstaka missvisande data kan därför ha fått stort utrymme i studien.
18
Vid korrelationsanalysen hanterades databortfall av parametrar genom att hela
provtagningstillfället exkluderades. Exkluderingen medförde ett relativt stort databortfall på 36 % när korrelationen för samtliga provtagningstillfällen testades. Samtidigt baseras
fortfarande korrelationsmatrisen på vad som anses som ett stort stickprov (Henriksson 2008) och testet anses därför ha hög reliabilitet trots databortfallet.
I studien har också grundvattnet antagit röra sig med horisontella komponenter och bero på topografin. Grundvattnets komplexitet och eventuella sprickor i berget har det inte tagits hänsyn till. Rent topografiskt är också ett område som Aitik i ständig förändring genom förflyttningar av massor, gråbergsupplag och byggande av nya vägar. Att höjddata som använts helt stämmer överens med nuvarande topografi går därför inte att garantera.
4.9 Slutsatser
Resultatet av studien visar att det idag finns vissa indikationer av lokal antropogen påverkan på grundvattnets kvalitet. Slutsatsen baseras främst på de samband som syns mellan sulfat och nickel i enstaka grundvattenrör tillsammans med de höga sulfathalter och låga pH- värden som framförallt är uppmätt kring klarning- och sedimentationsdammen. Det finns även frågetecken kring kobolt- och nickelhalter, vars förekomst i området korrelerar men där det samtidigt inte går att fastställa metallernas ursprung. Låga metall- och sulfathalter i utkanten av området indikerar på att någon grundvattenpåverkan utanför Aitiks
gruvområdet troligtvis inte existerar. Placeringen av aktuella grundvattenrör ger även goda förutsättningar för att fånga upp eventuella avvikelser och därmed förhindra en försämring i framtiden. Även om ett villkor gällande kontroll av grundvattnets kvalitet troligtvis inte kommer att bli aktuellt, är grundvattenprovtagning fortfarande en viktig del i verksamhetens kontroll av miljöpåverkan och för att kontrollera att dess allmänna villkor uppfylls.
5 Referenser
ALS. 2018. Provtagning grundvatten. Rapport L1825199. ALS Scandinavia AB
Atanacković, N., Dragišić, V., Živanović, V., Štrbački, J. och Ninković, S. 2016. Risk-based Regional Scale Screening of Groundwater Contamination from Abandoned Mining Sites in Serbia – Initial Results. I Drebenstedt, C och Paul, M. (red) MINING MEETS WATER- CONFLICTS AND SOLUTIONS, 600-607. Annual Meeting of the International Mine- Water-Association, Leipzig
Axelsson, C-L. och Follin, S. 2000. Grundvattensänkning och dess effekter vid byggnation och drift av ett djupförvar. Rapport 00-21. Stockholm: Svensk kärnbränslehantering AB Axelsson, C-L., Byström, J. och Ekstav. A. 1992. Efterbehandling av sandmagasin och gråbergsupplag i Aitik- hydrologiska förutsättningar för åtgärdsplan. Rapport 927- 1801. Golder Geosystems AB
Baalousha, H. 2009. Assessment of a groundwater quality monitoring network using vulnerability mapping and geostatistics: A case study from Heretaunga Plains, New Zealand. Agricultural Water Management 97 (2):240-246
Banks, D., Younger, L., P., Arnesen, R-T., Iversen, R., E. och Banks, B., S. 1997. Mine-water chemistry: the good, the bad and the ugly. Environmental Geology 32 (3): 157- 174 Berggren Kleja, D., Elert, M., Gustafsson, J. och Jarvis, N. 2006. Metallers mobilitet i mark.
Rapport 5536. Stockholm: Naturvårdsverket
Bergab. 2012a. Aitik Östra – Hydrogeologisk utredning för två nya dagbrott.
Arbetsmaterial Uppdragsnummer: US12032. Bergab
Bjällås, U. och Rahmn, T. 1996. Miljöskyddslagen – en handbok i miljörätt. Uppl. 2:1.
Stockholm: Fritzes Förlag AB
Boliden. 2015. Sammanställning- grundvattenrör. Boliden
19 Boliden. 2018a. G5 Karta Grundvattenrör. Boliden Boliden. 2018b. Egenkontrollprogram. Boliden
Boliden. 2018c. Provtagningsschema- grundvatten. Boliden Boliden. 2018d. Grundvatten- yttre miljö. Boliden
Carlsson, L., Nordberg, L. och Olsson, T. 1978. Grundvattenpåverkan vid mineralbrytning och mineralhantering. Rapport utarbetad på uppdrag av Mineralpolitiska utredningen. Sveriges Geologiska Undersökning
Coston, J.A., Fuller, C.C. och Davis, J. 1995. Pb2+ and Zn2+ adsorption by a natural aluminium and iron bearing coating on an aquifer sand. Geochimica et Cosmochmica Acta 59 (17):
3535- 3547.
Duttweiler Kelley, K. och Taylor, C., D. 1997. Environmental geochemistry of shale-hosted Ag-Pb-Zn massive sulphide deposits in northwest Alaska: natural background
concentrations of metals in water from mineralized areas. Applied Geochemistry 12 (4):
397- 409
Edlund, L; Tekniskt råd vid Mark- och miljödomstolen Östersund tingsrätt. 2019.
Kommunikation via mail den 7 februari 2019.
Ek, B-M., Thunholm, B., Östergren, I., Falk, R. och Mjönes, L. 2008. Naturligt radioaktiva ämnen, arsenik och andra metaller i dricksvatten från enskilda brunnar. Rapport 2008:15. Statens strålsäkerhetinstitut.
Engelke, F., Norrman, J., Starzec, P., Andersen, L., Grøn, C., Overgaard, J. och Refsgaard, A.
2009. Inventering av provtagningsstrategier för jord, grundvatten och porgas.
Rapport 5894. Stockholm: Naturvårdsverket
Europaparlamentets och rådets direktiv 2000/60/EG av den 23 oktober 2000 om upprättande av en ram för gemenskapens åtgärder på vattenpolitikens område.
Forsgård, M. 2012. Installation av grundvattenrör för användning inom undervisning.
Självständigt arbete nr. 29. Uppsala universitet: Institutionen för geovetenskaper Grip, H. och Rodhe, A. 2016. Vattnets väg från regn till bäck. Digital uppl. Uppsala:
Hallgren & Fallgren Studieförlag AB
Havs- och vattenmyndigheten. 2018. Vägledningar – Skydd av grundvatten. Havs – och vattenmyndigheten. https://www.havochvatten.se/hav/vagledning--
lagar/vagledningar/provning-och-tillsyn/grundvatten.html (Hämtad 2019-02-04) Henriksson, W. 2008. STATISTIK – Icke- parametriska metoder. Umeå universitet:
Institutionen för beteendevetenskapliga mätningar
Jönsson, A. 2013. PM: miljörisker kobolt i sötvatten. Rapport för Boliden AB. Svenska Miljöinstitutet
Knutsson, G. och Morfeldt, C-O. 2002. Grundvatten- teori och tillämpning. 3:e uppl.
Stockholm: Svenskt tryck AB
Körner, S. och Wahlgren, L. 2015. Statistiska metoder. Uppl. 3:1. Lund: Studentlitteratur Lantmäteriet; Geodatasupport vid Lantmäteriet. 2019. Kommunikation via mail den 14e mars.
Laybourne, M.I., Goodfellow, W.D. och Boyle, D.R. 1998. Hydrogeochemical, isotopic, and rare earth element evidence for contrasting water–rock interactions at two undisturbed Zn–Pb massive sulphide deposits, Bathurst Mining Camp, N.B., Canada. Journal of Geochemical Exploration 64 (1-3): 237–261
Lestinen, P., Savolainen, H. och Lahtinen, R. 1996. New methods applying bedrock
Iithological and geochemical data to the interpretation of regional till geochemical data: a study in the Tampere-Hämeenlinna area, southern Finland. Geological Survey of
Finland Bulletin 391: 1-37
Lindmark Burck, S., Hedlund, L. och Sjöblom, Å. 2017. Miljörapport 2017- AITIK gruvor och anrikningsverk. Boliden Mineral AB
Maxe, L., Sävström, L. och Bäck, F. 2014. Insamling av grundvattenanalyser från förorenade områden och förorenande verksamheter – möjligheter och begränsningar. Rapport 2014:38. Stockholm: Sveriges Geologiska Undersökning.
20
Naturvårdsverket. 1999. Metodik för inventering av förorenade områden-
bedömningsgrunder för miljökvalitet, vägledning för insamling av underlagsdata.
Rapport 4918. Stockholm: Naturvårdsverket
Naturvårdsverket. 2009a. Metodik för statistisk utvärdering av miljötekniska utvärderingar i jord. Rapport 5932. Stockholm: Naturvårdsverket
Naturvårdsverket. 2009b. Riktvärden för förorenad mark- modellbeskrivning och vägledning. Rapport 5976. Stockholm: Naturvårdsverket.
Naturvårdsverket. 2009c. Riskbedömning av förorenade områden – En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömning. Rapport 5977. Stockholm: Naturvårdsverket Naturvårdsverket. 2009d. Att välja efterbehandlingsåtgärd En vägledning från
övergripande till mätbara åtgärdsmål. Rapport 5978. Stockholm: Naturvårdsverket Naturvårdsverket och Sveriges Geologiska Undersökning. 2017. Förslag till hantering av gruvavfall- redovisning av ett regeringsförslag. Stockholm och Uppsala:
Naturvårdsverket och Sveriges Geologiska Undersökning
Naturvårdsverket. 2018. Miljömålen – Årlig uppföljning av Sveriges nationella miljömål 2018- Med fokus på statliga insatser. Rapport 6833. Bromma: Naturvårdsverket
Naturvårdsverket. 2019. Så kan villkor och begränsningsvärden utformas. Naturvårdsverket https://www.naturvardsverket.se/Stod-i-
miljoarbetet/Rattsinformation/Rattsfall/Villkorsskrivning/Sa-kan-villkor-och- begransningsvarden-utformas/ (Hämtad 2019-02-07)
Olauson, E; Tekniskt råd vid Mark- och miljödomstolen, Umeå tingsrätt. 2019.
Kommunikation via mail den 6 februari
Pauwels, H., Tercier-Waeber, M-l., Arenas, M. Castroviejo, R., Deschamps, Y., Lassin, A., Graziottin, F. och Elorza, F-J. 2002. Chemical characteristics of groundwater around two massive sulphide deposits in an area of previous mining contamination, Iberian Pyrite Belt, Spain. Journal of Geochemical Exploration 75 (1-3): 17–41
Punia, A. och Siddaiah, S-N. 2017. Assessment of Heavy Metal Contamination in
Groundwater of Khetri Copper Mine Region, India and Health Risk Assessment. Asian Journal of Water, Environment and Pollution 14 (4): 9–19.
Rodhe, A., Lindström, G., Rosberg, J. och Persson, C. 2006. Grundvattenbildning i svenska typjordar - översiktlig beräkning med en vattenbalansmodell. Report Series A No. 66.
Uppsala: Uppsala University Department of Earth Sciences, Hydrology SFS 1998:808. Miljöbalken.
SFS 2002:864. Förordning med länsstyrelseinstruktion.
SFS 2004:660. Vattenförvaltningsförordningen
SGU-FS 2013:2. Sveriges geologiska undersöknings föreskrifter om miljökvalitetsnormer och statusklassificering för grundvatten.
Strömberg, B. och Banwart, S. 1994. Kinetic modelling of geochemical processes at the Aitik mining waste rock site in northern Sweden. Applied Geochemistry 9: 583-595
Sveriges Geologiska Undersökning. 2013. Bedömningsgrunder för grundvatten. Rapport 2013:01. Uppsala: Sveriges Geologiska Undersökning
Sveriges Geologiska Undersökning. 2014. Vägledning - Vattenförvaltning av grundvatten.
Rapport 2014:31. Uppsala: Sveriges Geologiska Undersökning
Sveriges Geologiska Undersökning. 2017. Grundvattenbildning och grundvattentillgång i Sverige. Rapport 2017:09. Uppsala: Sveriges Geologiska Undersökning
Sveriges Geologiska Undersökning. 2019a. Kartvisaren: Berggrund 1:1 miljon. Sveriges Geologiska Undersökning
Sveriges Geologiska Undersökning. 2019b. Kartvisaren: Jordarter 1:1 miljon. Sveriges Geologiska Undersökning
Sveriges Geologiska Undersökning. 2019c. Kartvisaren: Malm- och mineraliseringar.
Sveriges Geologiska Undersökning
Thunberg, J., Öhlander, B. och Land., M. 2001. Groundwater geochemistry in a mineralized area, Liikavaara, northern Sweden. I: Securing the Future, International Conference.
21
MINING AND THE ENVIRONMENT, Vol. 2: 860 – 871. Skellefteå, Sweden, 25 juni – 1 juli 2001
Vatten- och miljöbyrån. 2015. Installation av grundvattenrör- Aitikgruvan Boliden Minerals AB. Uppdragsnummer 14099. Luleå: Vatten- och miljöbyrån i Sverige AB Öhlander, B., Thunberg, J. Land, M., Höglund, L-O. och Quishang, H. 2002. Redistribution of trace metals in a mineralized spodsol due to weathering, Liikavaara, northern Sweden.
Applied Geochemistry 18: 883-899
