Arsenik (As)

OBS Remissversion - texterna är fortfarande under bearbetning och ska enbart ses som utkast. Finns det direkta fel? Hittar du enkelt det du vill, dvs är strukturen bra? Finns det ord/begrepp som behöver förklaras? Vi tar tacksamt emot förslag på ändringar/tillägg via e-post till This email address is being protected from spambots. You need JavaScript enabled to view it.. Texterna kommer kontinuerligt att uppdateras och revideras och layouten förbättras. 

 

Inledning

Arsenik är ett grundämne som förekommer naturligt i olika mineral och sprids därifrån till grundvatten (sgu.se). De högsta halterna av arsenik i sediment finns längs norrlandskusten som ett resultat av gruvbrytning som skett i Sverige sedan 1000-talet och även från framställning av pappersmassa som skett sedan 1880-talet (SGU rapport 2014:16). SGU:s brunnsarkiv visar förhöjda halter i dricksvattenbrunnar, både, borrade i berggrunden eller förlagda i jordtäcket (SSI 2008:15).

Höga halter av arsenik i marken kan, förutom att förekomma naturligt, även komma från ett antal verksamheter så som exempelvis trä-, glas- och impregneringsindustri, deponier, järn- och ståltillverkning, järnvägstrafik samt kraftverksdammar.

På senare år har problematiken med arsenik aktualiserats då stora infrastrukturprojekt använt fyllnadsmassor av arsenikhaltig bergkross som orsakat förhöja halter i sjöar och recipient (Sevak Bidros 2013). Vid planering av provtagning är det viktigt att ta reda på de naturliga förutsättningarna för arsenikinnehållande mineral på platsen, både naturligt förekommande bakgrundshalter och fyllnadsmassor.

 

arsenikfigur1arsenopyrit

Figur 1. Fotografi av arsenikkis (FeAsS) ett mineral som förekommer tillsammans med andra sulfidmalmer. Foto, Rob Lavinsky.

 

Egenskaper

Fysikaliska och kemiska egenskaper

Arsenik är en halvmetall (metalloid), dvs det är ett grundämne med egenskaper på gränsen mellan rena metaller och ickemetaller vad avser egenskaper som ledningsförmåga för elektricitet och värme. Arsenik har en densitet på 5727kg/m3, en smältpunkt på 817 C och en kokpunkt på 613 C samt är en halvgod ledare av elektrisk ström. Kokpunkten och egenskaper för de olika arsenikföreningarna som förekommer i miljön varierar dock. Arsenik kan förekomma i organisk och oorganisk form och både reducerat och oxiderat tillstånd, främst i form av oorganiska föreningar som består av arsenit As(III) (H3AsO3) och arsenat As(V) (H2AsO4). Arsingas (arsenikväte) kan uppkomma under kraftigt reducerande förhållanden. Förekomstformen styrs både av redoxförhållanden och pH (se Figur 2). Även organiska metylerade As-former kan förekomma (NV rapport 5536).

 

arsenikfigur2redoxpH                                                   

Figur 2. Redox potential (Eh)–pH diagram för arsenik i vatten, Källa: Ball, J. W. and D. K. Nordstrom, 1991, “User’s manual for WATEQ4F, with revised thermodynamic data base and text cases for calculating speciation of major, trace, and redox elements in natural waters”. U.S. Geological Survey Open-file report, 91-183.

 

Naturlig förekomst och bakgrundshalt

Förhöjda halter finns i områden med sulfidrika bergarter och andra äldre sedimentära bergarter så som glimmergnejser, skiffrar och gråvackor. Områden där berggrunden orsakar förhöjda halter av arsenik i grundvattnet är i Västerbotten (Skelleftefältet), Västernorrland, Enköping och Smedjebacken. Höga arsenikhalter förekommer även vid platåbergen i Östergötland och Västergötland samt i Skåne. De mineral som innehåller arsenik är arsenikkis, arseniksulfid men arsenik förekommer även i malm tillsammans med guld, silver, koppar och zink. Förhöjda halter av arsenik hittas även i sulfidleror, t ex i Mälardalen, både i jorden och i grundvattnet (SSI rapport 2008:15).

Bakgrundshalter av arsenik i morän i Sveriges län finns här. För detaljerad information om bergartskemi se SGU: Karta, bergartskemi

Övervakningen av arsenik visar att halterna i grundvatten varit i stort sett konstant under åren 1996–2017 (Naturvårdsverket 2021). För detaljerad information om grundvattenkemi för stationer som ingår i miljöövervakningen se länk till  SGU

När det gäller bakgrundshalter i sediment finns analyser av sedimentprover från 320 svenska sjöar som visar att 95% procent av mätvärdena ligger mellan <5–30 mg As/kg TS (sgu.se). Analyser av sediment från Stockholmsområdet visar halter av arsenik i de undersökta sedimenten med ett medelvärde på 6,8 ± 3 mg/kg TS (JP sedimentkonsult rapport 2018:5).

Se även SGU:s maringeologiska karta för metaller.

 

Förekomst i verksamheter

Historiskt sett har arsenik förekommit vid järnmalmsgruvor och i verksamheter så som metallsmältverk, träimpregneringsindustri och glasbruk men även i pesticider. I dagsläget står metallindustrin för den största användningen av arsenik men på grund av effektiva reningsåtgärder har utsläppen minskat kraftigt.

Massaindustrin har gett ifrån sig stora mängder fiberbankar inklusive processkemikalier där bland annat arsenik ingår. Ytsedimenten utanför massaindustrier innehåller ofta höga halter arsenik jämfört med bakgrundshalter (SGU rapport 2014:16).

En annan verksamhet där arsenik ofta påträffas som förorening är vid anläggningar för träimpregnering, som har bedrivits i Sverige sedan 1850-talet, och som har gett upphov till olika typer av föroreningar däribland arsenik (NV rapport 4963). Arsenik har varit en av komponenterna i så kallade CCA-medel (krom, koppar, arsenik) som tillsatts för att skydda virket mot förmultning.

För hela Naturvårdsverkets branschlista för förorenade områden där arsenik använts se här.

 

arsenikfig3sagverk

Figur 3. Salsåkers sågverk i Ångermanland.

 

Spridningsvägar för olika faser och medier

Arseniks löslighet, förekomstform och spridningsbenägenhet beror i hög utsträckning på redoxförhållanden (anaerobt eller aerobt) och pH värde, se Figur 2. Arsenik är mobilt över ett brett redoxintervall och vid vanligt förekommande pH-värden i grundvatten (pH 6.5-8,5). Detta gör arsenik till en av de mer problematiska oorganiska föroreningarna i miljön (Smedley and Kinniburgh 2002). Mobiliteten anses vara som störst under reducerande förhållanden då As(III) är den dominerande formen (Manning et al. 2002).

Jord

Arsenat adsorberas starkt till Fe- och Al-oxider i mark då pH <8. Arsenit binds bäst vid pH>7. Vid anaeroba förhållanden kan både arsenat och arsenit reagera med sulfid och bilda komplex och utfällningar. I förorenade jordar kan även t.ex. arsenik, krom, svavel och kvicksilver delta i redoxprocesser. I ett arsenikförorenat område indikerar höga Fe-halter i grundvattnet att As-läckage kan förväntas på sikt. Järnanalyser är både billiga och lätta att utföra och kan alltså användas vid en riskbedömning (NV rapport 4918).

Sediment

Halterna av arsenik i ytsediment ser ut att öka i Stockholm läns kustvatten och östra Mälaren (LST rapport 2011:19). Även i de svenska referenssjöarna har ytsedimenten högre halter men det beror troligen på att rörligheten hos arsenik ökat då syret förbrukats i de djupare delarna av sedimenten (SLU inst. Miljöanalys). Om sedimentet är reducerat med en oxiderad yta, är sannolikheten att vissa element såsom arsenik migrerar uppåt i sedimentet och anrikas i ytan där de adsorberas till järnoxider.

Vatten

Arsenik lakar från jorden och berggrunden och sprids via grundvatten. Halterna av arsenik i ytligt jordgrundvatten är i allmänhet lägre än i djupare berggrundvatten, eftersom arseniks löslighet ökar vid högre pH och lägre syresättning. Om försurat grundvatten återhämtar sig från försurningen kan det leda till högre arsenikhalter om syretillgången är liten (Nv.se).

Miljö- och hälsorisker

Miljörisker

Arsenik har hög rörlighet i vattendrag oavsett pH och kan ge upphov till allvarliga miljöeffekter där de oorganiska föreningarna betraktas som mer giftiga än de organiska föreningarna. Arsenik är mycket toxiskt för vattenlevande organismer och kan även vara toxiskt för växter (Finnegan P. & Chen W. 2012).

Hälsoeffekter

Både As(III) och As(V) är toxiska varav den trevärda formen har funnits vara mer toxisk än den femvärda formen. Effekterna är olika beroende på om det handlar om akut- eller långtidsexponering. Akuta effekter kan vara uppkastning och buksmärtor medan långtidsexponering via arsenikförorenat dricksvatten kan orsaka flera olika typer av cancer och andra hudförändringar som förtjockning av huden i handflatorna. Gränsvärdet för arsenik i dricksvatten i Sverige är 10 µg/l och baseras på bakgrundshalter av ämnet.

Arsenik kan påverka hälsan både om man utsätts för ämnet tillfälligt eller under lång tid. Att få i sig höga halter under lång tid ökar risken för cancer i hud, lunga, urinblåsa och troligen även i lever och njurar. Det kan också leda till hjärt- och kärlsjukdom, leverskada, kronisk hosta, diabetes och hudförändringar (Livsmedelsverket.se). Oorganisk arsenik är mycket giftigt och kronisk exponering för relativt låga doser kan ge en rad olika hälsoeffekter. Arsenik är cancerframkallande och ökar risken för tumörer i hud, lunga och urinblåsa, troligen även i lever och njure (national research council 2001).

För mer information om hälsoeffekter av arsenik hos barn och vuxna läs mer hos Livsmedelsverket.

 

Riskbedömning

I ett fåtal projekt har oral biotillgänglighet mätts och använts i riskbedömningen bland annat vid den före detta träförädlingen i Mjölby där hälso- och miljörisker med tryck och doppimpregnering utretts. Mätningar visade att den orala biotillgängligheten för exempelvis arsenik varierade mellan 60–65% (NV rapport 5895). Tester av biotillgänglighet erbjuds i dagsläget av Statens Geotekniska Institut (SGI). Kontakta SGI och stäm av syfte, metodik och vad resultat kan användas till innan provtagning för analys av biotillgänglighet görs.

Det finns en rapport av Naturvårdsverket från 2009 om biotillgänglighet vid efterbehandling och riskbedömning (NV rapport 5895) och en SGI rapport, Arsenik och krom – Förekomst, mobilitet och markfilter med järn(0) som åtgärdslösning, där bland annat toxicitet och biotillgänglighet beskrivs mer i detalj.

Hälsa

Arsenik lakar från jorden och berggrunden och sprids via grundvatten vilket därför är en vanlig exponeringsväg för människor via dricksvatten. Cirka 3% av Sveriges brunnar bedöms ha en arsenikhalt som överstiger WHO:s rekommendation på 10 µg/l.

Det svenska gränsvärdet för både dricksvatten och enskilda brunnar utgår ifrån WHO:s vägledning, för aktuellt gränsvärde se Livsmedelsverkets författningssamling (dubbelkolla på Livsmedelsverkets hemsida att det är den senaste versionen).För bedömning av hälsorisker med arsenik i vatten bör förekomstformen As(III) eller As(V) göras. Se mer info under provtagning och provberedning nedan.

Miljö

Jord: Vid bedömning av förorenade områden styrs de generella riktvärden för förorenad mark. Länk till generella riktvärden finns här.

Skydd av ytvatten: Haltkriterium för ytvatten är baserat på avvikelsen från vanligt förekommande halter i svenska ytvatten. Motivet till detta är att en markant förhöjning av halten arsenik kan förväntas vara mycket långvarig eftersom ämnet inte bryts ned (Naturvårdsverket datablad 2011).

Det gränsvärde som gäller för kemisk ytvattenstatus är effektbaserat och avser biotillgänglighet, löst halt som tas upp av organismer, i detta fall fisk.

Gränsvärden för kemisk ytvattenstatus från Havs- och Vattenmyndigheten finns här.

 

Angående undersökningar

För generella provtagningsstrategier se: http://fororenadeomraden.se/index.php/undersoekningsstrategier/provtagningsstrategier

För mediespecifik provtagning se:

http://fororenadeomraden.se/index.php/undersoekningsstrategier/medier

Ämnesspecifika saker som är bra att tänka på vid provtagning

Arsenik har akuttoxiska egenskaper, vilket innebär att även små volymer jord kan behöva kartläggas. Om det exempelvis är akutrisken för småbarn (intag av arsenikförorenad jord) kan en skala i storleksordningen cm-dm vara lämplig. I detta fall undersöks hur föroreningskoncentrationerna varierar i denna lilla skala. Om däremot spridning till grundvatten är problemet som ska utredas har haltvariationer i denna lilla skala ingen betydelse. Då kan prover som representerar skalan 10 m eller större vara mer intressant (NV rapport 5888). Provtagning för att indikera arsenikväte/arsingas i porgas kan ske med hjälp av konventionell kolrörsprovtagning, där bakrundshalten i kolet kontrollerats innan analys.

Provhantering och provberedning (gränssnitt mellan konsult och labbet)

Jord

Vid provtagning av jord bör utgångsläget vara att halterna arsenik i jorden är heterogent fördelade och eftersom den mängd jord som tas ut för själva analysen är mycket liten är det viktigt att homogenisera provet (kräver provberedning på labb) för att få en jämn fördelning av föroreningshalter i provet.

Upprepade analyser med XRF-instrument kan med fördel användas för fältanalys av metaller (även arsenik) i jord och andra fasta material (SGF rapport 2:2013). Resultaten från fältanalyser behöver kombineras med laboratorieanalyser vid t.ex. riskbedömning då fältanalyserna ofta ej är direkt jämförbara med riktvärden (SGF rapport 2:2013).  

Vatten

Inför provtagning av grundvatten bör det vattnet i röret omsättas före provtagning. Vi provtagning av metaller exempelvis arsenik är grundvattenrör av plast att föredra. Provtagningsutrustningen ska vara tillverkade av inerta material. Slangar ska sköljas igenom med metallfritt avjoniserat vatten mellan provtagningstillfällena. Då bailers används är det viktigt att undvika kontamineringsrisker (SGU rapport 2013:01).

Redoxmätningar är ofta osäkra men kan användas för preliminär speciering av arsenik, kombinerat med pH. För mer säker speciering av arsenik i vatten kan filtrering med sprutfilter och As(V)-adsorberande cartridgefilter kopplade i serie användas. Konservering med 1 % koncentrerad HNO3. Cartridgefiltret innehåller en As(V)-adsorbant vilket betyder att då det filtrerade provet analyseras för totalhalt är all uppmätt As i form av As(III). Genom att göra totalanalyser av ett filtrerat och ett ofiltrerat prov kan således även As(V)-innehållet i provet bestämmas. Totalhalt representerar då As(III)-halt. (SGI 2006)

Sediment

Sedimentprover ska tas på ackumulationsbotten där föroreningarna ansamlas och inte omlagras. Fördelningen av föroreningar i sedimenten kan anses vara homogena spatialt men kan variera i djupled. Som stöd för bedömning av förekomstform kan redoxpotential mätas direkt i fält i porvatten i sediment, även ovanstående analys för vatten kan användas.

Fyllnadsmassor

Partikelbundna föroreningar i fyllnadsmassor har ofta stor haltvariation både i sidled och i djupled då äldre utfyllnader oftast gjordes med för dagen tillgängliga massor med rätt geotekniska egenskaper men med mindre hänsyn till innehållet av farliga ämnen. Provtagning av fyllnadsmassor bör därför provtas systematiskt i tredimensionella rutnät både i sidled och djupled. Underliggande ostörda jordlager (torrskorpelera, tät lera, morän, sand) bör aldrig ingå i samma jordprov som den ovanliggande påverkade jordmassan.

Provhantering, provtagningskärl och analysmetoder

För att rätt provtagningskärl ska användas vid specifika prov är det viktigt att kontakta analyserande labb för en diskussion om provhantering så som filteraring eller surgörande av provet och rätt provkärl. Viktigt är att provkärl fylls till brädden och förvaras mörkt och kallt under transport till laboratorium.

Lämpliga åtgärdsmetoder

För lämpliga åtgärdstekniker se:

https://atgardsportalen.se/

 

Referenser

Ball, J. W. and D. K. Nordstrom, 1991, “User’s manual for WATEQ4F, with revised thermodynamic data base and text cases for calculating speciation of major, trace, and redox elements in natural waters”. U.S. Geological Survey Open-file report, 91-183.

Bidros, S., (2013). Påträffande av naturlig arsenik vid produktion och dess hantering. En fallstudie av trafikplats Rosersberg. Examensarbete, KTH.

Finnegan P. & Weihua C. (2012). Arsenic Toxicity: The Effects on Plant Metabolism. Frontiers in Physiology. Vol. 3. 182.

IARC. A review of human carcinogens. Arsenic, metals, fibres, and dusts. IARC Monographs on the Evaluation on Carcinogenic Risks to humans, International agency for research on cancer; 2012.

Ljung K., Palm B, Grander M., Vahter M., High concentrations of essential and toxic elements in infant formula and infant food -A matter of concern. Food chem. 2011; 127(3):943-51.

Manning B. A., Hunt M. L., Amrhein C., Yarmoff J. A. (2002). Arsenic(III) and Arsenic(V)

Reactions with Zerovalent Iron Corrosion Products. Environ. Sci Technol., 36, 5455-5461.

Metodik för inventering av förorenade områden. Bedömningsgrunder för miljökvalitet. Rapport 4918. Naturvårdsverket 1999.

Miljöhälsorapport (2017). Folkhälsomyndigheten.

National Research Council (NSC). Arsenic in drinking water: 2001 update. United States National Research Council;2001.

Naturvårdsverket rapport 4963. Vägledning för efterbehandling vid träskyddsanläggningar.

Naturvårdsverket rapport 5536. Metallers mobilitet i mark. Kunskapsprogrammet Hållbar Sanering. ISBN 91-620-5536-4.pdf.’

Naturvårdsverket rapport 5888 (2009). Provtagningsstrategier för förorenad jord.

Naturvårdsverket rapport 5895. Biotillgänglighet som företeelse och vid riskbedömningar av förorenade områden.

 Per Jonsson. Regionala bakgrundshalter av metaller, PAH:er och dioxiner/furaner i Stockholmsområdet. JP Sedimentkonsult, Rapport 2018:5.

Scientific Opinion on Arsenic in Food. EFSA. Panel on contaminants in the food chain. EFSA journal 2009;7 (10):1351.

SGF rapport 2:2013. Fälthandbok: Undersökningar av förorenade områden. ISSN 1103-7237.

SGI, Rapport Klippans Kunskapsprojekt Arsenik och krom – Förekomst, mobilitet och markfilter med järn(0) som åtgärdslösning. 2006, Diarienr: 1-0504-0244.

SGI 2005: Jämförelse av lakning från naturmaterial och restprodukter – Ett tioårigt perspektiv. Rapport. Uppdragsnummer 12081-200, diarienummer 10404-0263.

SGU rapport 2013:01: Bedömningsgrunder för grundvatten.

SGU rapport K 45. Andersson M. Metaller i morän och andra sediment från Varberg till Lidköping. Rapport K 45, DOI: 10.1021/es970824p Geokemiska kartan, Markgeokemi.

SGU rapport 2014:16. Kartläggning av fiberhaltiga sediment längs Västernorrlands kust. Apler, A., Nyberg, J., Jönsson, K., Hedlund, I., Heinemo, S-Å., och Kjellin, B.

SSI Rapport 2008:15. Naturligt radioaktiva ämnen, arsenik och andra metaller i dricksvatten från enskilda brunnar. Ek, B-M., Thunholm, B., Östergren, I., Falk, R och Mjönes, L.

Smedley PL, Kinniburgh DG (2002) A review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters. Appl Geochem 17(5):517–568