sou · GOB353d4 · 2001-01-01 00:00:00 — halterna är så höga att effekter kan befaras. Antifoulingfärger på båtar är en viktig källa till koppar i dessa miljöer. Även halterna i är så höga att effekter kan befaras2. Det är främst den fria kopparjonen som ger effekter i vattenmiljön. Studier har visat att halten fria kopparjoner kan öka dramatiskt när de ämnen som koppar binder till mättas. Dessa ämnen finns normalt i halter bara aningen högre än totalhalten av koppar, vilket leder till att små ökningar i totalhalten kan ge drastiska förändringar i halterna av biotillgänglig koppar (Sternbeck, 2000). Det är också troligt att koppar under vissa förhållanden kan bilda organiska komplex ( t.ex. med aminosyror) med låg polaritet och hög biologisk tillgänglighet (, 1995). Hos vattenlevande djur kan upptaget av metaller (bl.a. koppar) via födan överstiga upptaget från vattnet och ensamt ge upphov till förgiftning hos fiskar och andra djur (m.fl., 1994 och Schleket och Luoma, 2000). Om man ser till landet i stort kan man konstatera att nedfallet av metaller som transporterats via luften, från inhemska och utländska källor, minskat kontinuerligt till . Nedfallet har följts genom att man i har analyserat innehållet av metaller i mossa. m.fl. publicerade en studie över metallhalterna i svensk skogsmark. För bly, kadmium och kvicksilver var halterna fler- faldigt förhöjda gentemot den naturliga bakgrunden. Halterna av koppar och zink var däremot som mest dubblerade jämfört med bak- grundshalterna, undantaget områden med gruvbrytning eller metallbe- arbetande industri där haltökningen var större. (1992) har angivit att effekter på markens mikroorganismer kan uppkomma vid en haltök- 2 Uppgifter om halter från SLU, $Station? ning av koppar och zink motsvarande 3–5 gånger bakgrundsvärdena. Man kan mot bakgrund av dagens kunskap således inte befara att kop- par och zink givit effekter på ekosystemet i svensk skogsmark långt från källor. En riksinventering av Sveriges sjöar gjordes , omfattande metall- analyser på vatten från 1 165 sjöar. har givit ut bedömningsgrunder som anger vid vilka metallhalter effekter kan uppstå i sjöar och vattendrag. Som regel ligger halterna av koppar, zink, krom och nickel under de halter som ger effekter. Vissa undantag finns dock när det gäller koppar och zink. De högsta zinkhalterna finns i försurade områden och kan förklaras av att zink i sur miljö blir extra rörligt och läcker ur marken. De högsta kopparhalterna i undersökningen uppmättes i sjöar utan någon direkt föroreningskälla. Förklaringen till de höga halterna kan vara naturlig variation. Därutöver har andra undersökningar gjorts i sjöar som är lokalt påver- kade av koppar och zink från t.ex. gruvföroreningar. I dessa har man kunnat konstatera effekter på t.ex. planktonsamhällen och bottenfauna (, 1998). Metaller som hinder för kretslopp av näringsämnen Fosfor är en ändlig resurs. Regeringen gör i propositionen Svenska miljömål (1997/98:145) bedömningen att ett framtida hållbart krets- loppsanpassat VA-system bör vara utformat så att slutna kretslopp mellan samhälle och jordbruk skapas för närings- och humusämnen, i första hand fosfor. Målsättningen är att slamanvändningen inte ska leda till negativa hälso- eller miljöeffekter, varken . Slam från reningsverk innehåller metaller i varierande halter. Slammets innehåll av metaller kan således bli begränsande för möjlig- heterna att återföra slammet till jordbruksmark, dvs. hålla fosfor i kretslopp. I förordningen (1998:994) om förbud m.m. i vissa fall i sam- band med hantering, införsel och utförsel av kemiska produkter anges vilka halter av de fyra metallerna som inte får överskridas om slammet ska läggas på . Enligt uppgifter från hade av den totala mängden slam kopparhalter som över- skred nu gällande gränsvärden. För zink, krom och nickel var motsvar- ande värden . Såsom metallanvändningen ser ut kan man utgå från att merparten av de använda mängderna, när de slutligen lämnar kretsloppet, kommer att hamna på deponi. Metallerna kan spridas från deponierna med utgå- ende lakvatten. Takten för läckaget avgörs bl.a. av hur gammal deponin är, dvs. vilken utvecklingsfas den befinner sig i, samt hur den är kon- struerad och vilka övriga material den består av. Störst spridningsrisk finns naturligtvis från gruvdeponier, och äldre gruvdeponier är betyd- elsefulla källor för metallspridning. Men metallspridning sker även från deponier för hushållsavfall. För att begränsa spridningen av farliga ämnen omhändertas och renas lakvatten vid många nyare deponier. Läckaget av metaller från aktiva deponier är så litet att det mycket marginellt påverkar den totala spridningen av metaller. Läckaget kan dock förväntas fortgå under något tusentals år, vilket gör att behovet av skötsel för att säkerställa att metallerna inte kommer ut i miljön är mycket långsiktig. Vissa metaller kan förorsaka allergier. Nickel är den viktigaste orsaken till kontaktallergi i den industrialiserade världen. av kvinnorna och 2–av männen är nickelallergiska. Man vet att nickelallergi ökar, särskilt hos unga kvinnor. Det är välkänt att man kan få nickelallergi från smycken och klockor m.m. Nickel kan också ge handeksem. I en undersökning av handverktyg som utfördes visade det sig att av de handhållna verktyg som har metall- delar som kommer i kontakt med huden avgav nickel i en sådan omfattning att det föreligger en risk för kontaktallergi vid normal hant- ering (och , 1997). Till skillnad från nickel förorsakar krom i metallisk form inte allergier. Däremot är kromater allergiframkallande. var kontaktallergi föror- sakad av kromater i huvudsak ett arbetsmiljöproblem, som drabbade byggnadsarbetare som hanterade krominnehållande cement. Bättre arbetshygien i kombination med reglering av krominnehåll i cement har lett till att allergifallen minskat. Men kromallergi är fortfarande ett problem. En dansk studie visade att ungefär en halv procent av befolk- ningen var allergiska mot kromater (och , 1992). är även många kvinnor drabbade. Det tyder på andra orsaker till allergin. Möjligen kan kromgarvat läder vara en orsak. Flera utredningar har gjorts beträffande hälsoeffekter av koppar i dricksvatten. Dessa har främst inriktats mot spädbarnsdiarréer. I en nyligen genomförd studie i och undersöktes sambandet mellan spädbarnsdiarréer och kopparhalten i vattnet. Något samband mellan frekvensen spädbarnsdiarréer och kopparhalten i vattnet kunde dock inte påvisas (och , 1997 samt 1999). Metaller kan i likhet med andra ämnen förorsaka direkta förgiftningar, i hemmet såväl som i arbetsmiljön. Giftinformationscentralen har studerat förgiftningsfall i hemmiljö (, 1998). Förgiftningar med måttliga symptom ledde i regel till sjukvårdskontakt och i en fjärdedel av fallen till inläggning på sjukhus . Ett tiotal sådana förgiftningar orsakades av metaller eller metallföreningar, oftast metallfrossa i samband med svetsning. Inga allvarliga eller livshotande förgiftningar förekom och inga dödsfall inträffade. I övrigt finns många kunskapsluckor beträffande faktiska hälsoeffekter av metaller. Det är oklart om nuvarande användning innebär ett hälso- problem för den allmänna befolkningen. Kunskap saknas om i vilken grad människor exponeras, från vilka källor det sker och om expone- ringen utgör någon hälsorisk med tanke på metallernas inneboende toxiska egenskaper och förekomstform. 4Övriga metaller inklusive de s.k. nya metallerna I detta kapitel ges en beskrivning av förekomsten av övriga metaller, med tonvikt på de s.k. nya metallerna. Begreppet nya metaller har kommit att användas för de metaller som har använts i liten omfattning historiskt, men som pga. ny teknik, t.ex. elektroniska produkter, fått en ökande användning. Begreppet är inte entydigt utan kan också innefatta andra metaller, vars hälso- och miljörisker tidigare fått liten uppmärk- samhet. Båda dessa grupper kommer att behandlas i detta avsnitt. De insatser som gjort för att kartlägga flöden i samhället samt hälso- och miljöeffekter av metaller har endast i mycket begränsad omfattning inriktats på dessa metaller. Därför är okunskapen om deras förekomst och effekter fortfarande stor. En kunskapssammanställning beträffande hälso- och miljöeffekter, användning, avfallshantering och emissioner av 18 nya metaller har gjorts av Sternbeck och (1999). Baserat på det underlag som kommit fram om de olika metallerna pekar Sternbeck och ut en grupp metaller för vilken det är extra angeläget att höja återvinningen och att öka kunskaperna om flöden och effekter. Gruppen omfattar silver, vismut, indium, , platina, antimon, selen och tellur. I annex 7 ges exempel på hur dessa metaller används. I ett 10-20-årsperspektiv har den globala produktionen, och sannolikt även den svenska konsumtionen, av silver, indium, , platina, antimon, selen, tellur och vanadin ökat markant. Troligen gäller detta även germanium, gallium och tallium. Produktionen av vismut, barium och titan har varit stabil, medan trenden för arsenik har varit tydligt nedåtgående (Sternbeck och , 1999). Metaller förekommer också i fossila bränslen, som vid förbränningen i varierande grad ger upphov till en direkt spridning av metallerna till miljön. Om metalltillförseln till samhället via konsumtion av varor jämförs med tillförseln genom kol och olja dominerar den senare källan när det gäller tallium och gallium. För barium, beryllium, litium, selen och vanadin är det oklart vilken källa som är av störst betydelse (Sternbeck och , 1999). Förhållandet mellan konsumtion och naturlig vittring kan, även om de båda måtten inte är helt jämförbara, ge en grov bild av betydelsen av de mängder som människan tillför. Konsumtionen av silver, vismut, palla - dium, platina, antimon och tellur överstiger den naturliga vittringen i minst lika hög utsträckning som den gör för kadmium eller koppar (Sternbeck och , 1999 ). Spridning av metaller kan ske när de används, som kemisk produkt eller i en vara. Ett tecken på det är att halterna av silver, vismut, palla dium, antimon, selen, tellur och i vissa fall indium är markant förhöjda i sediment och reningsverksslam. I slam från vägdagvattenmagasin är dessutom platinahalterna starkt förhöjd (Sternbeck och , 1999). Det finns inga regler som begränsar förekomsten av dessa metaller i reningsverksslam som sprids på . Analyser av ett stort antal metaller i mossa, mår3 och rötslam har också gjorts vid (). Resultaten av analyserna finns redovisade i en preliminär rapport (och , 2000). Studien visade på särskilt förhöjda halter i rötslam av silver, guld, antimon, vismut och . (2000) har utgående från ITM:s analyser grovt beräknat hur det skulle ta att fördubbla halterna av olika metaller i , om man sprider slam per hektar och ingen bortförsel sker. För silver skulle det ta mindre än . För och guld skulle det ta 10–. Bland de metaller för vilka fördubblingen skulle ta 100– finns vismut, molybden, selen, tenn, tallium, uran, rodium, platina, antimon och tellur. För flertalet av metallerna torde potentialen för spridning vara störst i avfallsledet. Om metallerna finns i produkter som går till förbränning är det teoretiskt möjligt att utsläpp kan ske med rökgaserna. Uppgifter på detta område saknas dock. Förutsättningarna för återvinning av dessa metaller begränsas ofta av att de utgör en mycket liten del av de produkter som de ingår i. Demontering och upparbetning är därför nödvändig för att återvinna de ovanligare metallerna och proceduren kan bli dyr. För de ädla metallerna är förutsättningarna för återvinning störst, eftersom det finns tydliga ekonomiska incitament för återvinning av dessa. ITM:s studier av mossa och mår (och , 2000) speglar nedfallet av olika metaller. Undersökningen visade på en långväga spridning av arsenik, selen, molybden, antimon, tallium, vismut, germanium, indium, silver, och tenn. 3 I en podsol (vanlig barrskogsjord) består de översta skikten i huvudsak av organiskt material. Det översta skiktet kallas förna och består av växtrester som börjat brytas ner. Därunder kommer måren, som består av äldre växtrester där nedbrytningen hunnit gå längre. Lokala halter och lokala källor Vid Geologiska Undersökning (SGU) pågår en markgeokemisk och biogeokemisk kartering av landet (m.fl., 1997 och m.fl., 1999). Undersökningen visar med hög upplösning förekomsten av olika element i mark respek- tive metallhalten i bäckvattenväxter (mossor, växtrötter m.m.). Lokala skillnader kan oftast förklaras med naturliga variationer i berggrundens sammansättning, men i de fall höga metallhalter i biologiskt material inte kan förklaras av berggrundens eller jordlagrens sammansättning kan man på goda grunder anta att de är orsakade av mänsklig aktivitet. Utredningen gör inte någon närmare analys av lokala skillnader i metallhalter, men konstaterar att SGU:s kartering utgör ett underlag när lokala källor till metallspridning ska identifieras. Flera av metallerna i gruppen kan ge allergier. av befolkningen är allergiska mot kobolt, vilket innebär att det är vanligare med koboltallergi än allergi mot kromater. Kunskaperna om varför koboltallergi uppstår är dock bristfälliga. Exempel på andra metaller som kan ge allergier, när de föreligger i jonform, är , platina och rodium (m.fl., 1995). I övrigt är kunskaperna om allmänbefolkningens exponering för dessa metaller mycket begränsad. Vi vet inte om den ökande använd- ningen av vissa metaller leder till effekter på människor eller riskerar att leda till effekter . 5Förutsättningar för återvinning av metaller Den statistik som finns beträffande återvinningen av metaller varierar stort både mellan olika metaller och mellan olika användningsområden. Metallåtervinning kan också beräknas på flera olika sätt. Ett sätt är att ange mängden återvunnen metall som används vid nyproduktion av varor . Ett annat sätt är att relatera dagens återvinning till produk- tionsvolymerna av de dominerande varuslagen när dessa producerades. Om en vara exempelvis har en medellivslängd relateras alltså de återvunna mängderna till produktionsvolymerna . Det ger en bild av den teoretiskt möjliga återvinningen. För vissa områden, t.ex. batterier, finns regler om särskilda insamlings- system. Dessa regler innebär också att statistik ska föras över de mäng- der som sätts ut på marknaden och den insamling som sker. Det stat- istiska underlaget är därigenom förhållandevis gott. För andra använd- ningsområden kan grova uppskattningar göras. För ytterligare andra metaller och användningsområden kan inga skattningar alls göras, till följd av att ingen vet hur stora mängder som förs in på eller ut från den svenska marknaden i varor och inte heller hur mycket som finns i stoft m.m. som förs ut ur landet för återvinning. För att återvinningen ska fungera praktiskt måste metallerna skiljas ut ur avfallet. I vissa fall löses det enkelt genom källsortering så att metallerna aldrig blandas med annat avfall. Detta gäller t.ex. batterier, aluminiumburkar, stora fraktioner av metallskrot från uttjänta produkter samt avfall som uppstår direkt i produktionsprocesser. Många andra metaller föreligger dock i komplexa produkter och blandas upp med annat material ännu mer i avfallsledet. En viss mängd metall går med t.ex. hushållsavfall till förbränning eller deponi och blir aldrig föremål för återvinning. Metaller kan skiljas ut ur skrot i flera led – först hos skrothandlaren som gör en sortering, kvarvarande metaller i skrotet kan i en fragmenteringsanläggning och metaller i komplexa blandningar som återstår därifrån kan slutligen separeras från varandra i smältverk. I finns fem fragmenteringsanläggningar. Det finns ett flertal smältverk som tar emot återvunnen metallråvara. Två är inriktade på aluminium (främst från aluminiumburkar), ett på blybatterier och annat avfall innehållande bly och tenn och ett drygt tiotal på stål. har koncession att framställa nio olika metaller från nybruten eller återvunnen råvara. Dessa metaller är koppar, nickel, guld, silver, tellur, platina, selen, zink, bly. I vissa fall produceras föreningar av någon av dessa metaller och inte metallen i ren form. När blandprodukter från återvinningen av t.ex. elektronikskrot lämnas till görs en analys av vilka metaller som ingår. De restprodukter som uppstår i olika led i hanteringen av metallskrot eller i samband med upparbetningen på smältverk kan innehålla många metaller utöver dem som återvinns i processer inom landet. sådant material sker bl. a. till och för vidare bearbet- ning. 5.1.1Användningssättets betydelse för möjligheterna att genom återvinning begränsa exponeringen Användningssätt som leder till små förluster av metallen , och där metallen föreligger i en tillräckligt ren kemisk form och hög koncentration, lämpar sig väl för återvinning. Exempel på sådan användning kan vara inneslutna mantlar till stora sjökablar, stora ackumulatorer för yrkesmässigt bruk och större metallfraktioner i vitvaror. Ofta är återvinningen lönsam och kräver därigenom inga styrmedel från statsmakternas sida, men när världsmarknadspriset på metallen är lågt kan incitamentet för återvinning sjunka och behovet av styrning därmed öka. Närliggande exempel på användningsområden är sådana där metallen till allra största del blir kvar i en form som lämpar sig för återvinning, men där små läckage sker kontinuerligt. Exempel på sådana områden är tak, vattenledningar och järnvägsräls. är användningen så stor att även små förluster bidrar till en avsevärd spridning av metallen. Korrosionshastigheten är ibland beroende av mängden luftföroreningar, vilket innebär att åtgärder för att nedbringa den belastningen har positiv inverkan på möjligheterna att begränsa spridningen av metallen. Att uppnå återvinning av metaller som finns i en kemisk form som lämpar sig att återvinna, men i små och spridda mängder, är svårare. Exempel på ett sådant användningsområde kan vara elektronik. System krävs för att identifiera och separera metallerna. Kunskap om var metallerna finns och hur man ska förfara med uttjänta varor krävs i flera led. I takt med att mindre ädla metaller används i elektronik minskar lönsamheten i återvinningen. En annan variant är metaller som föreligger i metallisk form men där användningssättet leder till stor avnötning och/eller spridning, exempelvis bromsbelägg och ammunition. I fallet bromsbelägg återstår en viss mängd metall efter användningstiden och den kan återvinnas. Ammunition kan till viss del samlas in. vinningen kan svårligen göras så fullständig att den får en betydande inverkan på spridningen av metallen. Ett ytterligare område är metallföreningar som är tillsatser i andra material med litet slitage , t.ex. vissa plast- och gummiartiklar. För den gruppen är det svårt att uppnå återvinning av metallen som sådan. Kemisk återvinning är teoretiskt möjlig men före- kommer i praktiken. Återvinning kan ske med det andra materi- alet. Beroende på metallföreningens funktion behövs ibland ny tillsats av den när t.ex. plast recirkuleras. I det fallet leder återvinningen av materialet till att metallens flöde till avfallsledet fördröjs men nytillförseln av metallen minskas inte. I slutändan hamnar materialet på deponi, i förbränningsanläggning eller blir kvar i naturen. För metallföreningar som är tillsatser eller föroreningar i andra material som nöts , t.ex. gummidäck och impregnerat virke, blir möjligheterna till återvinning än mer begränsade. Den avnötta delen går mycket sällan att samla in och recirkulera, vilket gör att återvinning inte har någon betydelse som åtgärd. Detsamma gäller för metallföreningar som ingår i andra material, som inte nöts ner, men där metallföreningarna som sådana läcker ut (kan t. ex. gälla färgämnen i textilier). Vissa metallföreningar som används som t.ex. processkemikalier kan hållas i slutna kretslopp. Metallföreningar kan också användas på ett sådant sätt att direkt spridning sker eller är oundviklig , dvs. de går i princip inte att hålla i kretslopp. Exempel på sådana användnings- områden kan vara bekämpningsmedel, rostskyddsmedel och färger. Utöver de olika beskrivna sätten som metaller kan finnas på i slutpro- dukter kan också metallhaltigt avfall uppkomma industriellt i form av större fraktioner skrot eller som små metallspån. Även om de stora fraktionerna sorteras ut för återvinning kan de mindre fraktionerna gå med övrigt avfall till deponi. Även här finns således potential att öka återvinningen. Utredningens bedömningar av förutsättningarna för återvinning av metaller sammanfattas i tabell 6. Tabell 6 Schematisk bild av förutsättningar för återvinning. Metaller i ren form En god livsmiljö. Bättre kontroll över miljöfarligt avfall. Miljö för en hållbar hälsoutveckling. Betänkande från Miljöhälso- utredningen. Ja till fyrverkerier – men med färre skador. Adriaanse, A., Bringezu, S., Hammond, A., Moriguchi, Y., Roenburg, E., Rogich, D. och , H. (1997) Resource flows: The material basis of industrial economies. , M., , P. och Lax, K. (1997) Markgeokemiska kartan i södra inland, västa och södra . Geologiska Undersökning, Rapporter och meddelanden nr 94. (1999) , . Personlig kommun- ikation. Ayres, R. och Ayres, L. (1993) Consumptive uses and losses of toxic heavy metals in the : 1880–1980. Ayres and (Eds.) (1995) Long-term environmental problems Economic mearures and physical indicators. Thesis, Institute of , , . Bergbäck, B. (1998) Bly – förekomst och flöden i teknosfär samt belastning på miljön. Del 1 av Bly i samhället och miljön. KemI- PM 8/98. Bergbäck, B., , K. och Mohlander, U. (2000) – Review and Conclusions. A case study of . Bergbäck, B. och , K. (1994) Metaller i stad och land – kretslopp och kritisk belastning. Forskningsprogram för perioden 1994- 1999. , C., , R., , G., , G., , B. och Snihs, J.O. (1987) Acceptance criteria for disposal of high level radio- waste. I: The geological disposal of high level radioactive wastes. Theophrastus Publications, S.A., . (2000) Skrivelse från , , till , dnr 2000:66. (1979) Environmental chemistry of the elements. Academic Press,1979. Bringmark, L. och Bringmark, E. (2000) Soil respiration in relation to small-scale patterns of lead and mercury in mor layers of South Swedish sites. Water, Air and Soil Pollution, under tryckning. (1995) Interactions between trace metals and aqua- ticorganisms: a critique of the free-ion activity model. In: Metalspeciation and bioavailability in aquatic systems. Eds: A. Tessier & D.R. Duus, U. och , J. (1994) Nya hjulspår. 6/94. (2000) . (1998) Akuta förgiftningsfall och förgiftningstillbud vid hobbyverksamhet och hemsysslor. Frantzell, M. (2000) , . (1996) Tillsynsprojekt kadmium i varor. KemI-PM 3/96, Kemikalieinspektionen. , J., , S-Å., och Ressar, H. (1999) Geokemiska kartan, Biogeokemi, Tungmetaller i bäckvattenväxter. (1966) Allmän och oorganisk kemi. , K., Bergbäck, B. och , G. (2000) Impact of atmospheric long range transport of lead, mercury and cadmium on the Swedish environment- Review and conclusions. (1999) , . , , , A. och , T. (1995) Regional accumulation pattern of heavy metals in lake sediments and soils in . The Sience of the Total Environment, 160/161 (1995) 373– 380. (1999) Ett rikt odlingslandskap. Järup, L., , M., , C-G., . och Vather, M., (1998) Health effects of cadmium exposure. A review of the litterature and risk estimate. Health, 24, Suppl. 1, 52p. Kemikalieinspektionen (1994a) Selecting multiproblem chemicals for risk reduction. 13/94. Kemikalieinspektionen (1994b) – Metaller i plast. KemI-PM 11/94. Kemikalieinspektionen (1997) . Rapport från ett regeringsuppdrag. 6/97. Kemikalieinspektionen (1998a) Kvicksilveravvecklingen i – redovisning av ett regeringsuppdrag. 5/98. Kemikalieinspektionen (1998b) Antifoulingprodukter – fritidsbåtar. PM- beslut rev. (1999) , . Landner, L. och Lindeström, L. (1998) Zink in society and in the environment. Landner, L. och Lindeström, L. (1999) Copper in society and in the environment: An account of the facts on fluxes, amounts and effects of copper in . 2nd Revised Edition. , C., Maibach, H. och , J. (1995) Skin.