Handbok - Prövning och bedömning av formsandens tekniska och miljömässiga egenskaper vid återanvändning som fyllningsmaterial

2012-003

Swerea SWECAST AB Rapportnr 2012-003 Swerea SWECAST AB Box 2033, 550 02 Jönköping Telefon 036 - 30 12 00 Telefax 036 - 16 68 66 swecast@swerea.se http://www.swereaswecast.se © 2012, Swerea SWECAST AB

Handbok

- prövning och bedömning av formsandens tekniska

och miljömässiga egenskaper vid återanvändning

som fyllningsmaterial

Uppdragsgivare: Hifabs uppdragsnummer: Hifab AB Org. nr. 556125-7881 Brigadgatan 5 587 58 Linköping Telefon: 011-476 6137 annika.aberg@hifab.se Swerea SWECAST 317 265 Uppdragsgivarens kontaktperson: Peter Nayström Rapporttitel: Handbok

- prövning och bedömning av formsandens tekniska och miljömässiga egenskaper vid återanvändning som fyll-ningsmaterial

Uppdragsledare: Godkänd av uppdragsledaren:

Annika Åberg

Kvalitetsgranskning: Pär Elander

Innehållsförteckning

1 INTRODUKTION ... 1

1.1 BAKGRUND ... 1

1.2 AVGRÄNSNINGAR ... 1

2 STUDERADE OBJEKT ... 2

2.1 VOLVOS UTFYLLNADSOMRÅDEN I SKÖVDE ... 2

2.1.1 Stallsiken ... 2

2.1.2 Etapp 1 och 2 ... 3

2.1.3 Kultomten ... 3

2.1.4 Timboholm... 4

3 LOKALISERINGSKRITERIER ... 4

4 UNDERLAG TILL ANMÄLAN OM ÅTERVINNING AV AVFALL FÖR ANLÄGGNINGSÄNDAMÅL ... 6

5 METOD FÖR PROVNING AV FORMSANDENS TEKNISKA EGENSKAPER ... 8

5.1 ALLMÄNT ... 8

5.2 PACKNINGSFÖRSÖK ... 9

5.3 HÅLLFASTHETS- OCH DEFORMATIONSEGENSKAPER ... 10

5.4 HYDRAULISK KONDUKTIVITET ... 10

6 METOD FÖR PROVNING AV FORMSANDENS MILJÖMÄSSIGA EGENSKAPER... 11

6.1 NATUVÅRDSVERKETS BAKOMLIGGANDE PRINCIPER ... 11

6.1.1 Principer för skydd av hälsa ... 13

6.1.2 Principer för skydd av ytvatten ... 14

6.1.3 Principer för skydd av grundvatten ... 14

6.1.4 Principer för skydd av markmiljö ... 15

6.2 UTVÄRDERING AV TOTALHALTER ... 16

6.3 UTVÄRDERING AV LAKNINGSEGENSKAPER VID LÅG GENOMSLÄPPLIGHET ... 17

6.4 UTVÄRDERING AV LAKNINGSEGENSKAPER VID MÅTTLIG/HÖG GENOMSLÄPPLIGHET ... 19

6.4.1 Provning med kolonnförsök... 19

6.4.2 Provning med 2-stegs skakförsök ... 20

7 UTFORMNING AV KONTROLLPROGRAM ... 21 7.1 KONTROLL AV GRUNDVATTEN ... 21 7.2 KONTROLL AV DAGVATTEN... 22 7.3 KONTROLL AV RECIPIENTER ... 23 8 REFERENSER ... 23 BILAGOR

BILAGA 1 NATURVÅRDSVERKETS GENERELLA RIKTVÄRDEN

BILAGA 2 KRITERIER VID ÅTERANVÄNDNING FÖR ANLÄGGNINGSÄNDAMÅL BILAGA 3 VÄGLEDNING FÖR ANMÄLAN

1 Introduktion

1.1

Bakgrund

Denna handbok har uppkommit som en del av Swerea SWECAST:s delprojekt ”Kretslopps-anpassade gjuterier” som ingått i ett branschövergripande projekt ”Miljövänliga och energief-fektiva tillverkningsprocesser” med finansiering från både Vinnova och gjuteriindustrierna. Syftet med delprojektet var att stödja utvecklingen av hållbara industrier genom att effektivi-sera användningen av restprodukter samt minimera uppkomsten av avfall som inte kan åter-användas.

Sedan flera år tillbaka har Volvo Powertrain i Skövde återanvänt formsand som uppstår som en restprodukt i gjuteriprocessen. Överskottssanden har använts för utfyllnad av markområden i och kring Skövde tätort i samband med markexploatering. Med åren har Volvo byggt upp en kunskapsbank både avseende erfarenheter från själva tillståndsprocessen, men även avseende miljödata från kontrollprogram som löpt vid utfyllnadsområdena under flera års tid samt från prövning av formsandens miljömässiga egenskaper.

Handboken avser att återge de väsentliga delarna ur denna kunskapsbank ur ett mer allmänt perspektiv. Förhoppningen är att dokumentet ska kunna ge vägledning åt gjuterier där återan-vändning av formsand som fyllnadsmaterial utgör ett ekonomiskt rimligt alternativ till t.ex. deponering. Ett viktigt stödjande dokument till handboken är rapporten ”Formsand som ut-fyllnadsmaterial- erfarenheter av formsandens tekniska och miljömässiga egenskaper vid åter-användning vid utfyllnadsområden” (Hifab, 2011), som utgör en mer detaljerad redovisning av de erfarenheter och data som producerats specifikt för Volvos utfyllnadsområden i Skövde.

1.2

Avgränsningar

Volvos Powertrains kunskapsbank är byggd kring återanvändning av bentonitbunden forms-and. Den huvudsakliga beståndsdelen i formsand från Skövdeanläggningen utgörs av jungfru-lig kvarts- och fältspatssand som utvinns kring sydvästra delen av Vättern. I gjuteriprocessen förädlas den jungfruliga sanden till formsand genom tillsats av stenkol, vatten och bentonit. Bentonit är en lera som har svällande egenskaper vid tillsats av vatten och fungerar som bin-demedel.

Eftersom formsand kan framställas på olika sätt är det inte givet att de erfarenheter som Volvo gjort är allmänt tillämpbara för samtliga gjuterier. T.ex. kan hartsbunden formsand uppvisa en avvikande föroreningsprofil då hartserna kan bidra till att organiska ämnen bildas under själva gjuteriprocessen. Olika gjuterier kan även ha andra materialströmmar som påverkar formsan-dens innehåll. En annan aspekt som är viktig att beakta är bentonithalten i den återvunna formsanden. Vid tillräckligt höga bentonithalter blir den kompakterade formsanden mycket tät och utlakningen kommer att styras av diffusionsprocesser som drivs av koncentrationsskillna-der mellan porvatten och vatten i kontakt med fyllningen yta. Vid lägre bentonithalt ökar ge-nomsläppligheten och utlakningen övergår till att styras av utlösning till genomströmmande vatten.

Eftersom bentonithalten varierar mellan olika gjuterier och olika krav på fyllnadskropparnas täthet kan ställas från myndigheterna ger handboken vägledning i två olika fall: ett med 6 % bentonithalt vilket uppfyller krav på hög täthet i fyllningen, och ett med ca 3 % bentonithalt som medför att något lägre krav på hög täthet behöver ställas.

2 Studerade objekt

2.1

Volvos utfyllnadsområden i Skövde

Formsand har använts för utfyllnad vid Risängen (Etapp 1 och 2), Stallsiken, Kultomten och Timboholm, samtliga områden är belägna i Skövde tätort (Figur 1). Före utfyllnad har områ-dena bestått av sly och lövskogsbevuxen terräng med en bäckravin (Stallsiken), naturliga sän-kor (Etapp 1 och 2), naturmark (Kultomten), samt kuperad åkermark (Timboholm).

Figur 1. Översikt över utfyllnadsområden inom Skövde tätort.

Förutom formsand har även slaggranulat från Volvo använts i fyllningarna. Fyllningarna har byggts upp lagervis med 0,2 m slaggranulat och 0,8 m formsand varvat till eftersträvad fyll-ningsmäktighet. I denna handbok behandlas enbart formsand, då slaggranulat redan i tidigare undersökningar klassificerats som inert.

2.1.1 Stallsiken

Stallsiken ligger mellan västra stambanan och Östra leden. Efter fyllnad med slaggranulat och formsand har området byggts ut till ett industri- och affärsområde med stormarknader, vägar och parkeringar. Fastigheten har beteckningen Skövde 5:111 och omfattar ett område på ca 6,3 ha. Utfyllnaden av området påbörjades i okt 2005 och avslutades november 2007 (SWECO, 2008a). Minst 90 % av utfyllnadsområdet består av hårdgjorda ytor (SWECO, 2008a). Mäktigheten hos den varviga fyllningen i Stallsiken uppgår som mest till 8 meter. I delar av området består fyllningen av ett lager formsand/slaggranulat, medan andra delar be-står av upp till 7 lager. Totalt har 151 800 ton formsand och slaggranulat använts för utfyllna-den (SWECO, 2008a).

Kultomten

Stallsiken

Timboholm Etapp 2

Området har tidigare utgjorts av sly och lövskogsbevuxen terräng med en korsande bäckravin med en öst-västlig sträckning i den norra delen. Den västra delen av ravinen, som inte berörts av fyllningen, har bedömts ha ett högt naturvärde (klass 3) medan den östra delen, som idag är utfylld, har bedömts ha ett måttligt naturvärde (klass 4). Genom ravinen norr om utfyllnads-området passerar Lundenbäcken som kulverterats nästan hela sträckan fram till Östra leden. Bäcken är även kulverterad uppströms fyllningen, under västra stambanan. Uppströms Stall-siken tar Lundenbäcken emot dagvatten från Lunden och ca 1,5 km österut mynnar den i ån Ösan. Vattenföringen i bäcken är ca 115 m3/dygn enligt uppgifter från Tekniska kontoret i Skövde. Årsmedelvattenföringen i Ösan har uppskattats till 371 520 m3/dygn vid Asketorp, söder om Skövde.

Den underliggande geologin karaktäriseras av silt och siltig lera. Före fyllnaden bestod de ytliga lagren i huvudsak av 1-2 m silt. Under detta lager återfinns ett sandskikt om ca 1 m, och därunder återkommer skikt med silt, siltig lera eller lera med någon meters mäktighet. Inom delar av området förekommer ytliga torvlager med ca 1 meters mäktighet. Inslag av sten och block förekommer. Enligt bedömningar från Statens geotekniska institut (SGI) antas den största mängden perkolerande nederbörd avrinna som jordgrundvatten till Ösan.

2.1.2 Etapp 1 och 2

Etapp 1 ligger ca 2 km öster om Skövde centrum och strax söder om Skövde värmeverk. Fas-tigheterna betecknas Skövde 5:241 och Skövde 5:258. Ytan omfattar ca 5,7 ha (SWECO, 2008b) och fyllning påbörjades 1996 och avslutades 2002. Före fyllnad bestod området av en sänka. Under fyllningen ligger en dräneringsledning som mynnar i en inspektionsbrunn öster om fyllnaden. Avrinning från brunnen sker via en utloppsledning till Svesån, där medelvatten-föringen uppskattats till 13 824 m3/dygn (ÅF, 2002). Dagvatten från ytan avleds via avskä-rande diken mot Svesån (ÅF, 2002). Ytan används efter avslutningsfasen som mellanlager för jordmassor o liknande av Tekniska kontoret, Skövde.

Etapp 2 är belägen ca 300 norr om Etapp 1. Fastigheten betecknas Skövde 5:241 och ytan uppgår till ca 4,1 ha. Fyllning påbörjades under 2002 och avslutades 2006 (SWECO, 2008c). Före fyllnad utgjordes området av en sänka med lutning åt öster mot Svesån. Marken bestod av naturmark med örtartad vegetation. I öster övergår utfyllnaden till en naturlig ravin. Idag har en ny väg som förbinder Värmeverket med Varolavägen anlagts genom utfyllnadsområ-det. Genom sänkan har det tidigare runnit en bäck med utlopp i Svesån. Bäcken är kulverterad under fyllningen och består nu av en tät dagvattenledning (SWECO, 2008c). Längs dagvatten-ledningen löper även dräneringsledningar som mynnar i en provtagningsbrunn öster om depo-nin.

Vid Etapp 1 och 2 har 217 000 respektive 125 000 m3 fyllningsmaterial använts(SWECO, 2008b och c). Mäktigheten uppgår som mest till ca 6-7- m i etapp 1 och 6 m i Etapp 2. Områ-dena är efter avslutad fyllnad täckta med 0,5 m jord och schaktmassor. Uppskattningsvis bil-das ca 500 m3/ lakvatten per år vid Etapp 1, vilket motsvarar ett flöde på 0,015 l/s (J & W, 1995). I förhållande till det högre flödet i Svesån späds tillströmmande lakvatten 10 000 gånger enligt ÅF, 2002.

2.1.3 Kultomten

Kultomten är belägen på östra sidan av Östra leden och ligger i nära anslutning till Lunden-bäcken som rinner genom Stallsiken. Området har tidigare bestått av naturmark. I närområdet finns även ett djurstall. Lundenbäcken rinner söder om fyllningen men har ingen direktkontakt med denna. Uppsamlat yt- och dagvatten från fyllningen passerar först ett vattenlås och leds därefter via ett dagvattendike i sydlig riktning till Lundenbäcken.

2.1.4 Timboholm

Timboholms utfyllnadsområde är beläget söder om Varolavägen i den östra utkanten av Skövde tätort. Fastigheten betecknas Skövde 5:241. Fastigheten angränsar till industriområdet Timboholm och gränsar mot Svesån i öster och söder. Avståndet till ån är 40-100 m från fyll-ningens släntfot. Området bestod tidigare av kuperad åkermark men ska efter utfyllning upp-låtas till industri- och lagerverksamhet (Skövde kommun, 2007). En sänka löpte tidigare i öst-västlig riktning genom området. Underlagrande jord består av lera och silt med en mäktighet på ca 5-18 m. Utfyllning har utförts mellan 2008 och 2009.

I Timboholm uppgår mäktigheten på utfyllnaden som mest till 7 meter med upp till sex lager av fyllningsmaterial. Mängden massor (d.v.s. formsand + slaggranulat) uppgår till ca 45 000 ton.

3 Lokaliseringskriterier

Formsand som klarar kriterier för Mindre än Ringa Risk (MRR) enligt Naturvårdsverkets handbok 2010:1 (se nedan kapitel 6), kan användas fritt, utan hänsyn till omgivningens even-tuella känslighet för påverkan m.m. Formsand överskrider vanligtvis kriterierna för utlakning av ett fåtal ämnen, vilket innebär att en anmälan om användning av avfall för anläggningsän-damål där ”föroreningsrisken inte endast är ringa” måste lämnas in. Till anmälan ska bifogas en riskbedömning för hälsa och miljö. En sådan riskbedömning påverkas inte enbart av rest-produkternas egenskaper utan även av omgivningens känslighet för påverkan. Det är därför en fördel om användningen kan begränsas till områden utan grundvattenskydd och med mindre känsliga/skyddsvärda recipienter.

Figur 2 Konceptuell modell som visar det infiltrerande vattnets vägar och möjliga transportvägar för föroreningar från en fyllning med formsand.

I Figur 2 redovisas en konceptuell modell som visar hur infiltrerande nederbörd kan komma i kontakt med och laka ut föroreningar från formsand som används i en fyllning. Nederbörd

som perkolerar genom fyllningen kan laka ut föroreningar som transporteras vidare ner till grundvattenmagasinet under fyllningen. På grund av den bentonitbundna formsandens nor-malt höga täthet avlänkas en stor del av den infiltrerande nederbörden och avrinner i stället över fyllningen, men i kontakt med denna. Även detta vatten kan förorenas i viss utsträckning, genom uppåtriktad diffusion av föroreningar som orsakas av koncentrationsskillnader i vat-tenfasen.

Huruvida grundvattnet i eller nedströms ett planerat fyllningsområde är skyddsvärt avgörs framför allt av de geologiska formationer som finns i området, samt om det finns grundvatten-täkter som berörs. Geologiska formationer som generellt är skyddsvärda i egenskap av dricks-vattenförekomst är t.ex:

• isälvsavlagringar (sand och grus) • permeabla moränformationer, • poröst berg (sandsten)

• och/eller sprick- och krosszoner i berg

Det kan även finnas enskilda vattentäkter i formationer som normalt inte betraktas som skyddsvärda med hänsyn till begränsad uttagskapacitet. Det är naturligtvis en fördel om om-råden med skyddsvärt grundvatten kan undvikas helt.

Riskerna för ett grundvattenmagasin kan bedömas genom att göra en prognos för utlakningen från en fyllning och koppla denna till utspädningsberäkningar för grundvattenmagasinet. På detta sätt kan risken för haltförhöjning av kemiska ämnen i grundvattenmagasinet beräknas. Utlakningen beror dels på vilka halter som kan uppkomma i lakvatten, dels på hur stor vatten-genomströmning som kan förväntas genom fyllningen. Vattenvatten-genomströmningen begränsas dock ofta av den bentonitbundna formsandens täthet. Diffusion och/eller utlösning av förore-ningar till vatten som kommer i kontakt med fyllningens kan uppskattas genom lakförsök, se vidare avsnitt 6.8 och 6.9.

Hur stora haltförhöjningar som accepteras i ett grundvattenmagasin är ofta en värderingsfråga. För Naturvårdsverkets handbok om användning av avfall för anläggningsändamål har man som kriterium utgått från att bidraget från en enskild fyllning (dvs. beräknad haltförhöjning i grundvattenmagasinet) får ta i anspråk 30 % av ett ämnes dricksvattenkriterium. I bedöm-ningen måste hänsyn tas till bakgrundshalterna i grundvattenmagasinet, eftersom dessa kan påverka det tillgängliga utrymme för haltförhöjningar som kan intecknas. Är halterna av nå-gon förorening redan hög är känsligheten för ytterligare tillförsel av ämnet stor. På samma sätt kan större tillförsel accepteras av andra ämnen, där bakgrundshalterna är låga i förhållandena till dricksvattenkriterier.

Närliggande ytvatten kan tillföras utlakade ämnen genom att lakvatten infiltrerar till grundvat-ten som sedan strömmar ut i ett ytvatgrundvat-tendrag. Bildat lakvatgrundvat-ten kan även avbördas med dagvat-ten som avleds till vatdagvat-tendraget. Riskbedömningen för ett ytvatdagvat-ten genomförs i princip på samma sätt som för grundvatten (uppskatta utlakningen från fyllningen och relatera denna till utspädning och eventuell haltförhöjning i vattendraget). Mest intressant är att jämföra de re-sulterande halterna i vattendraget med lämpliga kriterier. En uppsättning sådana kriterier anges för ett stort antal ämnen i Naturvårdsverkets rapport 5976, Riktvärden för förorenad mark (Tabell A3.7.). Dessa kriterier är dock mycket konservativt valda och innebär i princip att tillåtna haltförhöjningar inte ska leda till att naturliga bakgrundshalter väsentligen över-skrids. Används i stället effektbaserade kriterier, exempelvis de kanadensiska ytvattenkriteri-erna som är relativt heltäckande och är vanligen förekommande i riskbedömningar, kan betyd-ligt större påslag tillåtas av vissa ämnen. För några ämnen finns också miljökvalitetsnormer

antagna. Dessa är bindande på så sätt att användningen inte får leda till att en miljökvalitets-norm överskrids.

Ovanstående resonemang leder till att ytvattenrecipientens känslighet för påverkan i stor ut-sträckning är beroende av dess storlek. Ett mindre påslag i en stor recipient innebär ofta att de beräkningsmässiga haltförhöjningarna blir små. Erfarenheterna från Skövde visar också att inga mätbara haltförhöjningar erhållits i ytvattenrecipienterna (som utgörs av ”normalstora” åar), trots att formsand använts som fyllningsmaterial i avrinningsområdet under många år. En större fyllning intill en liten recipient (typ mindre bäck) kan däremot innebära att de beräk-ningsmässiga haltförhöjningarna blir relativt stora. I ett sådant fall kan valet av haltkriterier för utvärdering bli av avgörande betydelse för riskbedömningen, liksom det skyddsvärde som recipienten åsätts.

4 Underlag till anmälan om återvinning av avfall för

anlägg-ningsändamål

Återanvändning av formsand som fyllningsmaterial omfattas av anmälningsplikt enligt för-ordning 1998:899 om miljöfarlig verksamhet och hälsoskydd, för det fall föroreningsrisken är mer än ringa. Vägledning för att avgöra om anmälningsplikt föreligger ges av laknings- och totalhaltskriterier för Mindre än Ringa Risk (MRR) enligt Naturvårdsverkets handbok 2010:1 för återvinning av avfall i anläggningsarbeten (NV, 2010). Undersökningar av formsandens lakningsegenskaper visar dock att materialet inte uppfyller lakningskriterierna för MRR för vissa salter, även om utlakningen av tungmetaller i allmänhet är låg (Hifab, 2010). Återan-vändningen av formsand förmodas därför alltid behöva föregås av en anmälan till kommunen. Som underlag till anmälan ska formsandens tekniska och miljömässiga egenskaper redogöras för och tekniken för hantering av formsanden i fält, packning m.m. ska också beskrivas, lik-som geologiska och hydrogeologiska förhållanden och recipientförhållanden i området där formsand ska användas. Gjuteriet bör också ge förslag på utformning av ett kontrollprogram som syftar till ett övervaka eventuell miljöpåverkan under och efter utförda utfyllnadsarbeten. Den tekniska egenskap som har störst inverkan på hur formsandens lämplighet bedöms är dess genomtränglighet för vatten efter packning. Ju tätare materialet är, desto mindre vatten tränger in i materialet och desto lägre blir utlakningen av potentiella föroreningar. En liten mängd genomströmmande vatten minskar även kraven på uppsamlingssystem för lakvattnet som bildas. Oavsett om materialets täthet är låg eller hög kommer potentiella föroreningar att kunna lakas ut i viss mån. Utlakningen kan styras av olika mekanismer som är olika för de olika föroreningarna. I ett tätt material med långsam omsättning av vatten (liten lakvattenbild-ning, långa uppehållstider) är det sannolikt att utlakningen styrs av diffusion från inneslutet porvatten till vatten i kontakt med fyllningens yta. I ett mer genomsläppligt material kan vat-ten rinna genom porerna och ta med sig utlösta föroreningar i ett lakvatvat-ten. I hur hög utsträck-ning som föroreutsträck-ningar kan laka ut beror på deras fysikaliska och kemiska egenskaper och omgivningsförhållanden (vatteninströmning, pH, fastläggningsytor, etc.).

Formsandens täthet beror huvudsakligen på dess innehåll av bentonit och packningsgraden. För att kunna packa materialet i tillräcklig utsträckning behöver vattenkvoten anpassas till en lämplig nivå, I Skövde har man eftersträvat en bentonithalt på 6 % och en vattenkvot vid packning på 10 %. Tillgodoses dessa krav visar laboratorieförsök att funktionskravet på en högsta tillåten genomsläpplighet om ca 1*10-9 m/s är uppfyllt med god marginal (SGI, 2005). För att kunna packa materialet optimalt varvas formsanden med slaggrus som bidrar med sta-bilitet. I princip ställs samma miljökrav på slaggruset som för formsanden, däremot skiljer de tekniska egenskaperna sig från varandra.

Vad gäller de miljömässiga egenskaperna är det främst utlakningen av potentiella förorening-ar som behöver utredas noggrannförorening-are. Formsandens totalhalter utgör normalt inget problem då naturmaterial ofta innehåller låga halter av potentiella föroreningar. Beroende på bindemedel och andra tillsatser som görs i gjuteriprocessen kan dock organiska föroreningar bildas i viss mån och tungmetaller kan tillkomma genom andra materialströmmar i processen. Naturligt förekommande oorganiska ämnen (såsom tungmetaller) kan ändra sin kemiska förekomstform i de redoxförhållanden som uppstår i gjuteriprocessen, vilket kan påverka t.ex. utlaknings-mönstret i fält.

En provning av formsandens miljömässiga egenskaper behöver omfatta både redovisning av totalhalter och utredning av materialets lakningsegenskaper. Det senare görs i form av olika lakförsök som kan utföras på flera olika sätt beroende vilken utlakningssituation som ska si-muleras. Valet av lakningsmetod bör göras både med hänsyn till materialets tekniska egen-skaper (t.ex. genomsläpplighet) och med hänsyn till egenegen-skaper som kommer att råda i fält (t.ex. liten eller stor kontakt med vatten). Utlakningspotentialen enligt lakförsöken värderas sedan från tillämpbara lakningskriterier om sådana finns tillgängliga. För vissa lakförsök, t.ex. ytutlakningsförsök, saknas svenska lakningskriterier att jämföra mot, vilket innebär att resul-taten måste värderas baserat på expertbedömning. I sådana fall kan en oberoende part anlitas för att stärka förtroendet gentemot tillsynsmyndigheter.

Lakförsök som ska simulera utlakning med genomströmmande vatten görs ofta vid olika L/S-kvoter (L/S anger förhållandet mellan omsatt mängd vatten ”liquid” och fast fas ”solid”) för att bedöma materialets lakningsegenskaper ur olika tidshorisonter. De vanligaste förekom-mande lakförsöken, där det också finns haltkriterier att jämföra mot, är 2-stegs skakförsök vid L/S 2 och 10 (SS-EN 12457-3) samt kolonnförsök vid L/S 0,1 (SIS-CEN/TS 14405). Dessa metoder är bl.a. beskrivna i NV (2002) och används även för karaktärisering av avfall som ska deponeras enligt NFS 2004:10. Bentonitbunden formsand har prövats med båda dessa meto-der, samt ytterligare en lakmetod som benämns ytutlakningsförsök eller diffusionstest, enligt standarden NEN 7345. För ytutlakningsförsök saknas tillämpbara lakningskriterier för utvär-dering. Testet bygger heller inte på lakning vid olika L/S-kvoter utan bygger på utlakning till vatten som står i kontakt med det lakade materialets yta. I stället för att ta ut prover efter om-sättning av en viss mängd vatten studeras i stället tidsberoendet vid utlakning från en prov-kropp till omgivande vatten.

I anmälan bör hanteringen av formsanden i fält redogöras för. Hanteringen kan omfatta ut-tagna mängder från fabriken, transport till fyllnadsområden, mellanlagring i väntan på utfyll-nad samt utläggning och packning av material. För bentonitbunden sand är det viktigt att be-akta vilken inverkan som nederbörd har på vattenkvoten i fält. Om materialet blir för blött försämras packningsegenskaperna och materialet blir svårt att jobba med ur packningssyn-punkt. I Skövde har arbetena på plats inletts med att avverka vegetation samt ta bort ytliga jordlager. Därefter har utfyllnad skett genom växelvis varvning av formsand (0,8 m) och slag-granulat (0,2m). Kompaktering har utförts för varje lager med en vibrerande envalsvält med statisk linjelast på minst 4,5 kN/m (10 ton) enligt riktlinjer från Statens geotekniska institut, Gjuteriföreningen och Länsstyrelsen (Volvo Powertrain, 2004). Då all kompaktering görs mot ett stumt underlag ökar packningsgraden jämfört med t.ex. kompaktering av tätskikt vid slut-täckningen av deponier. Kompakteringen medför att formsanden får en låg permeabilitet och fyllningen får hög bärighet.

Ett kontrollprogram bör upprättas för att övervaka eventuell miljöpåverkan under utfyllnads-perioden. En övervakning i denna fas är mest relevant för dagvattenströmmar som uppstår i samband med nederbörd på t.ex. mellanlager och pågående utfyllning (Hifab, 2011). Vid ur-val av provpunkter och uttag av prover är det viktigt att provtagningen sker på rätt sätt så att resultaten återspeglar det man faktiskt vill kontrollera. För efterkontroll kan övervakning av

grundvatten vara aktuell då det är den långsiktiga utlakningen som oftast är det största fråge-tecknet för tillsynsmyndigheten. Om grundvattenrör ska installeras är det viktigt att inkludera en referenspunkt uppströms utfyllnadsområdet. Denna punkt ska sedan provtas samtidigt som ett grundvattenrör som står i utfyllnadens påverkansområde, detta för att kunna relatera resul-taten till den bakomliggande, naturliga variationen som uppstår över tiden. Även dagvatten som avrinner från fyllningsytor kan vara aktuellt att provta för efterkontroll. Man måste dock vara observant på att dagvatten i ett samhälle normalt förorenas från andra källor (trafikerade, asfalterade ytor, dagvatten från plåttak etc.), vilket ofta innebär svårigheter att tolka analysre-sultaten. Valet av provpunkter blir härmed extra betydelsefullt.

5 Metod för provning av formsandens tekniska egenskaper

5.1

Allmänt

De tekniska egenskaper som har störst betydelse vid användning som fyllningsmaterial är • hållfastheten som är dimensionerande för ytans bärighet och fyllningens stabilitet mot

ras och skred,

• deformationsegenskaperna som är dimensionerande för sättningsutvecklingen

• samt den hydrauliska konduktiviteten/permeabiliteten som är bestämmande för vilken vattengenomströmning som kan uppkomma

Bärighets- och stabilitetsproblem, liksom sättningsproblematik uppkommer främst vid byg-gande på vattenmättade finkorniga jordar som lera och silt (kohesions- och mellanjord). Ef-tersom permeabiliteten i dessa jordar är låg medför det att vatten som finns inneslutet i porer-na inte dränerar bort tillräckligt sporer-nabbt när en last läggs på jorden (eller fyllningen) och som ökar trycket. I stället uppkommer ett motriktat portryck i det inneslutna vattnet och endast en del av lasten tas upp av jordens kornskelett. På lång sikt kommer vatten att pressas ut från porerna och lasten överförs till kornskelettet. Denna process – konsolidering – innebär att sättningar kan bildas efterhand som lasten på kornskelettet ökar och detta deformeras. De låg-permeabla materialens funktionssätt medför också att materialets skjuvhållfasthet är begrän-sad, även om den ökar efterhand som konsolideringen fortskrider. En annan konsekvens av detta är att vattenmättade finkorniga jordar inte kan packas – packningen innebär bara att portrycken ökar utan att någon kompaktering erhålls. Däremot kan en finkornig jord som inte är vattenmättad packas i viss utsträckning, teoretiskt till dess att porositeten minskat så långt att all luft pressats ut och alla kvarstående porer är fyllda med vatten (i praktiken når man dock inte så långt).

Vid byggande på dränerande jordar som sand och grus (friktionsjord) uppkommer inte samma problematik eftersom de portryck som uppkommer vi pålastning hinner utjämnas relativt snabbt och lasten överförs mer eller mindre momentant till kornskelettet. Detta innebär också att dränerande jordar vanligtvis kan packas effektivt så att sättningar efter byggtiden inte ska behöva uppkomma (ensgraderade material med runda korn kan dock vara svåra att packa till en stabil lagring eftersom kornen mer eller mindre rullar över varandra). Hållfastheten hos sådana material avgörs av friktionen mellan kornen, som i sin tur avgörs bl.a. av kornformen. Normalt uppkommer vare sig bärighets-, stabilitets- eller sättningsproblem när man använder friktionsjordar som fyllningsmaterial (möjligen med undantag för engraderade material med runda korn, som kan vara svåra att hantera).

Formsand utgörs av komponenterna sand, som är ett dränerande material, och bentonit som är en svällande lera och kan alltså ses som en mellanform mellan en friktionsjord och en

kohes-ionsjord. En avgörande fördel för användningen som fyllningsmaterial är att restprodukten formsand inte är vattenmättad när materialet ska hanteras. Vattenkvoten regleras istället ge-nom vattentillsats till en vattenkvot som är gynnsam för hanteringen vid utläggning och pack-ning, men också för packningsresultatet.

5.2

Packningsförsök

För att klarlägga lämplig vattenkvot vid packning används oftast packningsförsök av typen tung laboratoriestampning (SS 02 71 09). Försök utförs vid flera vattenkvoter och den densitet som erhålls vid det standardiserade packningsförfarande avsätts i ett diagram som funktion av vattenkvoten (se exempel i Figur 3). Observera att den densitet som redovisas är den torra densiteten, dvs. innehållet av vatten borträknas.

Från diagrammet kan den optimala vattenkvoten fastställas. Den optimala vattenkvoten är den vattenkvot vid vilken den högsta densiteten (maximal torrdensitet) erhålls vid det standardise-rade packningsförfarandet. Bestämning av den hydrauliska konduktiviteten utförs sedan på prover som packats in vid en vattenkvot något över denna, inom zon 1 i Figur 3. Orsaken till att man vill hålla vattenkvoten inom detta intervall är att man normalt uppnåt den lägsta huyd-rauliska konduktiviteten vid packning inom detta intervall. Det intervall som representeras av zon 2 i figuren används ibland vid packning av tätkärnor i dammvallar, en metod som inte är inte tillämplig vid packning av formsand.

Figur 3 Exempel på redovisning av packningsförsök. Vid packning av formsand bör vattenkvoten regleras så att den ligger inom zon 1 för att man ska få bästa täthet (lägsta hydrauliska konduktivitet).

För att beskriva packningsresultatet i andra försök och i fält kan man relatera detta till den maximala torrdensiteten uppmätt i laboratoriepackning med hjälp av begreppet packnings-grad. Denna definieras som förhållandet mellan aktuell torrdensitet efter packning och den

maximala torrdensiteten från packningsförsöken och uttrycks i procent av den maximala torr-densiteten.

5.3

Hållfasthets- och deformationsegenskaper

Under förutsättning att resultaten från packningsförsöken utnyttjas så att vattentillsatsen hålls på lämplig nivå och att omsorgsfull packning utförs av fyllningen behöver man i de flesta fall inte undersöka formsandens hållfasthets- och deformationsegenskaper. Vid användning i sär-skilt kvalificerade fyllningar, som ska bära stora laster och/eller där kraven är mycket höga på att deformationer inte får uppkomma kan dessa egenskaper behöva undersökas särskilt. Såd-ana undersökningar kan utföras på geotekniskt laboratorium t.ex. i kompressometer (deform-ationsegenskaper), direkta skjuvförsök (skjuvhållfasthet) och som triaxialförsök (skjuvhåll-fasthet).

5.4

Hydraulisk konduktivitet

Om användningen ställer krav på viss täthet hos fyllningen, vilket är vanligt om det finns misstanke om att miljöstörande ämnen annars skulle kunna lakas ut, behöver den hydrauliska konduktiviteten hos fyllningsmaterialet undersökas. Detta görs lämpligen i laboratorium på inpackade provkroppar, efter det att packningsförsök utförts för att klarlägga vid vilken vat-tenkvot packning bör utföras.

För undersökning av den hydrauliska konduktiviteten rekommenderas att s.k. tryckcellsper-meametrar används. I dessa placeras det inpackade provet i en cell med vatten, omsluten av ett gummimembran som skiljer provet från det omgivande vattnet. Genom att ett hydrauliskt tryck appliceras på det i cellen inneslutna vattnet pressas gummimembranet mot provkroppen och sluter tätt mot denna. Vatten trycks sedan genom provkroppen från botten och uppåt. När provet är vattenmättat mäts genomströmmad volym som funktion av tryckskillnaden mellan provets in- och utloppsände, varur den hydrauliska konduktiviteten kan beräknas.

Det är även möjligt att använda en s.k. rörpermeameter. I en sådan ersätts gummimembranet med utanförliggande vattencell med ett styvt rör i vilket provet packas in, varefter försöket utförs på samma sätt som i en celltryckspermeameter. Risken för randeffekter och kanal-strömning längs permeameterns sidor är betydligt större med denna typ av permeameter, vil-ket kan få stor betydelse vid provning av täta material.

Formsandens hydrauliska konduktivitet är en funktion av halten bentonit och vilken densitet som uppnåtts vid packningen. Erfarenhetsmässiga samband har upprättats mellan bentonithalt, densitet och hydraulisk konduktivitet vilka kan tjäna som vägledning vid val av vilka bento-nittillsatser som ska provas, för det fall den bentonithalt som finns i den fallande formsanden inte är tillräcklig. Vanligtvis eftersträvas att den hydrauliska konduktiviteten ska vara högst 1*10-9 m/s. I Figur 4 redovisas ett sådant samband mellan bentonithalt och torrdensitet för att detta krav ska kunna tillgodoses, beroende på vilken typ av bentonit som används. För en för-djupning om sambanden mellan bentonithalt, bentonittyp, densitet och hydraulisk konduktivi-tet hänvisas till Sundsten, 2004.

Figur 4 Samband mellan bentonittillsatsens storlek, densitet packningsgrad och hydraulisk konduk-tivitet hos sand (från Sundsten 2004).

6 Metod för provning av formsandens miljömässiga egenskaper

6.1

Natuvårdsverkets bakomliggande principer

Vid bedömning av om formsand kan användas för utfyllnadsändamål eller inte är det ofta nödvändigt att ta ställning till ett antal grundläggande principer från Naturvårdsverket. Vid bedömning av om ett material medför oacceptabla miljö- och hälsorisker eller inte, finns det två vägledningsdokument från Naturvårdsverket som tagits fram:

- Riktvärden för förorenad mark med generella riktvärden för känslig markanvändning (KM) samt mindre känslig markanvändning (MKM, NV, 2009)

- Återanvändning av avfall samt bedömning av om återanvändningen är anmälnings-pliktig med stöd av halt- och lakningskriterier för Mindre än Ringa Risk (MRR, NV, 2010)

Båda dessa dokument innehåller en uppsättning bedömningskriterier (KM, MKM och MRR) som kan användas för att avgöra om ett material kan medföra oacceptabla miljö- och hälsoris-ker eller inte. Haltkriterierna är framtagna på för ett antal generella scenarier där ambitionen varit att riskerna inte ska underskattas. För fördjupad information hänvisas till respektive väg-ledningsdokument. Principerna i de båda vägledningsdokumenten är i grunden desamma, men sättet som de tillämpats på i de olika scenarierna kan variera.

Generella riktvärden för förorenad mark är framtagna för känslig markanvändning (KM) och mindre känslig markanvändning (MKM). Skillnaderna mellan de två scenarierna är att KM ställer högre krav på markens föroreningsinnehåll än vad MKM gör. I ett KM-scenario är hal-terna så pass låga att människor kan bo permanent på området, de kan använda grundvatten som dricksvatten och de kan odla egna livsmedel. I MKM-scenariot utgår man från en

indust-riell markanvändning där ett område används för deltidsvistelse, t.ex. som arbetsplats där var-ken grundvattenuttag eller odling av livsmedel sker. Beroende på vilvar-ken förorening som avses och vilket scenario man utgår från styrs de generella riktvärdena antingen av hälsorisker för människor, skydd för markmiljön, skydd för grundvatten eller skydd för ytvatten. Bilaga 1 sammanställer de riktvärden som omnämns i detta dokument samt redogör för vilka skydds-objekt som styr riktvärdena.

För KM och MKM-kriterierna ligger följande principer som grund:

a) Bedömning av miljö- och hälsorisker bör göras i såväl kort som långt tidsperspektiv. Tidsperspektivet bör uppgå till 100-tals till 1000 år baserat på platsens markanvänd-ning.

b) Grund- och ytvatten är naturresurser som i princip alltid är skyddsvärda. Som grund för detta ställningstagande ligger de nationella miljömålen Levande sjöar och vatten-drag, Ingen övergödning samt grundvatten av god kvalitet. Skydd av vattenresurser finns även i svensk lagstiftning samt genom EUs Vattendirektiv.

c) Spridning av föroreningar från ett förorenat område bör inte innebära vare sig en höj-ning av bakgrundshalter eller utsläppsmängder som långsiktigt riskerar försämra kvali-teten på ytvatten- och grundvattenresurser. I bedömningen ska kopplingen mellan re-cipienten och andra vattenförekomster beaktas.

d) Sediment och vattenmiljöer bör skyddas så att inga störningar uppkommer på det akvatiska ekosystemet och så att särskilda skyddsvärda och värdefulla arter värnas. e) Markmiljön bör skyddas så att ekosystemets funktioner kan upprätthållas i den

om-fattning som behövs för den planerade markanvändningen. Som grund för detta ställ-ningstagande ligger bl.a. miljömålen God bebyggd miljö samt Ett rikt djur- och växt-liv.

f) Lika skyddsnivåer bör eftersträvas inom ett område som totalt sett har samma typ av markanvändning, exempelvis ett bostadsområde. Ett sådant område bör alltså inte in-delas i mindre områden med olika krav på skydd. Anledningen är att förutsättningarna inom ett delområde kan ändras med tiden, varför en helhetsbedömning tillgodoser att skyddsnivån inom ett och samma område blir långsiktigt hållbar.

g) Exponeringen från ett förorenat område bör inte ensam stå för hela den exponering som är tolerabel för en människa.

Handboken för återanvändning av avfall anger kriterier för hur olika avfallstyper ska betraktas ur risksynpunkt. Om avfallet uppfyller kraven för Mindre än Ringa Risk (MRR) kan materi-alet användas helt fritt utan några som helst begränsningar och återanvändningen behöver inte anmälas till tillsynsmyndigheten. Kriterierna för MRR anger tre olika gränsvärden som regle-rar tillåtna totalhalter i den fasta matrisen samt materialets lakegenskaper baserat på skakför-sök (L/S 10) samt kolonnförskakför-sök (L/S 0,1). Nivån på kriterierna är framtagna för ett generellt MRR-scenario enligt liknande principer som riktvärdena för mark. Skyddsobjekt utgörs män-niskor, markmiljö, grundvatten och ytvatten. Bilaga 2 sammanställer kriterierna för MRR som omnämns i detta dokument samt redogör för vilka risker som styrt nivån på kriterierna.

För MRR-kriterierna som återfinns i avfallshandboken är de grundläggande principerna föl-jande:

I) Metallerna bly, kvicksilver och kadmium är utfasningsämnen som omfattas av miljömå-let Giftfri miljö. Kriterierna för MRR innebär att bakgrundshalterna för dessa ämnen inte ska överskridas.

II) Människor ska inte exponeras från föroreningar som förekommer i avfall. För att be-döma denna risk används samma beräkningssätt som för hälsorisker med förorenade områden. Den enda skillnaden är att dricksvattnet inte bedöms utifrån människors intag, utan utifrån sitt värde som dricksvattenresurs där hälsoriskbaserade haltkriterier anger acceptabel påverkan (se punkt IV).

III) Ytvatten ska inte påverkas negativt av lakning från avfallet. För att bedöma denna risk används samma metod som vid riktvärdena vid förorenad mark. En acceptabel lakning från avfallet enligt MRR ska inte medföra att bakgrundshalterna i ytvatten höjs. Ej hel-ler ska vattenmyndigheternas föreslagna miljökvalitetsnormer för ytvatten överskridas. IV) Dricksvattenkvalitén ska säkerställas så att påverkan från ett avfall inte ska ge upphov

till förhöjda grundvattenhalter. Den acceptabla lakningen enligt MRR bedöms genom att ta hänsyn till att naturliga bakgrundshalter ska kunna teckna in 70 % av fastställda dricksvattennormer enligt Livsmedelsverket och WHO, resten kan komma från avfallet. För flertalet ämnen styrs dock den tillåtna lakningen av påverkan på ytvatten, som fast-ställs enligt princip III.

IV) Markfunktionerna på den plats där avfallet återvinns ska skyddas. Acceptabel påverkan på markfunktionerna bedöms enligt MRR utifrån en reduktion av antalet arter som för-väntas förekomma vid givna totalhalter i marken. Principen är densamma som för rikt-värdena för förorenad mark, bara det att markmiljöskyddet har stärkts ytterligare i för-hållande till KM.

I hur hög grad som Naturvårdsverkets principer ska beaktas inför ett ställningstagande om huruvida formsand som överskrider kriterier för MRR ska kunna användas för utfyllnadsän-damål är upp till respektive tillsynsmyndighet att bedöma i dialog med gjuteriet. Den här väg-ledningen anger enbart grundläggande riktlinjer som en tillståndsprocess kan utgå från. Vik-tigt att komma ihåg är att generella riktvärden för jord inte är framtagna för att bedöma lämp-ligheten för återvinning av ett material. De anger inte heller en nivå som det är tillåtet att föro-rena till. Vidare anger kriterierna för MRR inte vilka miljö- och hälsorisker som kan upp-komma i ett specifikt fall, därtill måste en platsspecifik justering av scenariot göras vilket ger en ny uppsättning haltkriterier som indikerar vilka risker som föreligger vid den specifika tillämpningen.

6.1.1 Principer för skydd av hälsa

Vad avser hälsorisker är dessa främst kopplade till materialets totalhalter i den fasta fasen och beror i hög grad av människors beteende på ett utfyllt område. Exponering för föroreningarna sker huvudsakligen genom intag av jord, hudkontakt, inandning av damm och inandning av ånga. Det finns ingen anledning att i ett första steg justera de antaganden som riktvärden för dessa exponeringsvägar baseras på.

Undantaget är om markanvändningen motsvarar ett KM-scenario, d.v.s. marken ska nyttjas för permanentbostäder där bl.a. produktion av grönsaker kan ske, eller om grundvattnet ska nyttjas för dricksvattenuttag. Då kan såväl lakningsegenskaper som biotillgänglighet samt upptagsvägar mellan mark/växter behöva beaktas för aktuella föroreningar.

Utgångspunkten för urval av lämpliga områden för fyllning med formsand är att markanvänd-ningen inte ska medföra andra exponeringsvägar än

- Intag av jord/fast material - Hudkontakt

- Inandning av damm

- Inandning av ånga i byggnader

Detta innebär i princip att endast industriell markanvändning (inklusive service, handel m.m.) är aktuell för utfyllnadsområden. Formsandens miljömässiga egenskaper kan dock vara så goda att markanvändning för t.ex. permanentbostäder kan komma ifråga, men i dylika fall kan materialets miljöpåverkan behöva utredas i annan omfattning än vad som ges av denna väg-ledning.

Ett grundläggande antagande som finns med i bedömningen av hälsorisker är att all förore-ning som finns i formsanden antas vara tillgänglig för upptag i kroppen om människor expon-eras. Detta antagande medför en viss säkerhetsmarginal då föroreningar i fasta matriser ofta har en reducerad tillgänglighet, t.ex. vid intag av jord. Om totalhalterna i en formsand uppfyll-ler de hälsoriskbaserade haltkriterierna som ges av t.ex. KM eluppfyll-ler MKM bedöms risken för påverkan på människors hälsa vara så små att inga vidare tester behöver göras för att erhålla en säkrare bedömning. Om totalhalterna överskrider ett hälsoriskbaserat haltkriterium kan det vara befogat att göra en fördjupad analys av antagandena i beräkningen och eventuellt utföra kompletterande tester för att kunna göra en platsspecifik bedömning. Baserat på de erfaren-heter som gjorts med bentonitbunden formsand från bedöms sannolikheten som liten att häl-sorisker kan komma att styra huruvida formsand kan återanvändas som fyllningsmaterial (Hifab, 2011).

6.1.2 Principer för skydd av ytvatten

I vägledningsdokumentet för återanvändning av avfall och framtagande av kriterier för MRR anges att ytvatten som uppstår inom deponiområden inte är naturliga och är av en kvalitet som beror på avfallets ursprung. Därav betraktas sådana ytvatten inte som skyddsvärda. Men så fort ytvattnet avleds till en recipient med naturligt ursprung (t.ex. bäck eller å), är recipienten att betrakta som skyddsvärd. Detta förhållningsätt bör även gälla för utfyllnadsområden med formsand. På dessa områden kan tillfälligt yt/dagvatten uppstå i samband med att utfyllnader-na utförs och sedimentationsbassänger kan användas för att samla upp och avleda vattnet mot naturliga recipienter. För att fastställa påverkansgraden på recipienten enligt MRR-scenariot beaktas endast utspädningseffekten och inte eventuella fastlägg-nings/omvandlingsmekanismer som kan bidra till att mängden föroreningar minskar längs transporten till recipienten. I det grundläggande fallet bedöms detta antagande tillämpbart även på formsandsområden. Det acceptabla halttillskottet till recipienten kan t.ex. bedömas genom att jämföra utlakning i lakförsök med haltkriterier för lakning enligt MRR. Om detta förfarande visar att haltkriteriet för lakning överskrids kan grundantagandena i beräkningarna ses över och vid behov kan ytterligare utredning av spridningsriskerna göras.

Utlakade mängder från formsand bedöms i dagsläget inte uppgå till sådana mängder att risken för sediment och sedimentlevande organismer behöver beaktas explicit.

6.1.3 Principer för skydd av grundvatten

I likhet med ytvatten ska ett grundvatten inte påverkas i oacceptabel utsträckning av utlakning från avfallet. Som acceptabel påverkan används 30 % av dricksvattennormen som randvillkor i MRR-scenariot. Eftersom denna norm är satt utifrån tekniska aspekter för vissa salter (kor-rosion på ledningar) är kriteriet mest tillämpbart för formsand som används i anslutning till grundvattenmagasin med dricksvattenuttag. Alternativet är att man bedömer den lokala

grundvattenpåverkan som sker i direkt anslutning till själva fyllningen, men då bör en jämfö-relse mot dricksvattennormen inte vara lika styrande då ledningskorrosion inte behöver utgöra en relevant risk där grundvattenförhållandena inte är lämpliga för dricksvattenförsörjning.

6.1.4 Principer för skydd av markmiljö

I de generella riktvärdena för KM och MKM tillämpas ett markskydd som teoretisk ger ett skydd för 75 % av arterna (KM) eller 50 % av arterna (MKM). I MRR-scenariot ställs ännu hårdare krav då randvillkoret innebär att 90 % av arterna ska skyddas. Vid vilka halter som olika arter påverkas är ytterst svårbedömt och underlaget som utgör grund för haltvillkoren i KM, MKM och MRR är ofta bristfälligt trots att det är baserat på empiriska data. Samtidigt ger kraven på markskydd upphov till så pass låga acceptabla halter att markens skyddsvärde ofta blir styrande för vilka föroreningshalter som tillåts på förorenade områden eller i avfall. Detta innebär att halter som styrs av hälsorisker för människor ofta ligger markant högre än halter som styrs av markmiljöskyddet.

Grunden för markmiljöskyddet i de generella riktvärdena utgår från ett scenario där ett natur-ligt eller utfyllt markområde kontaminerats via en lokal utsläppskälla, såsom spill eller läck-age. Riktvärdena anger i detta fall den nivå som efterbehandlingsåtgärder bör utföras till för att området ska kunna återställas i ett ekologiskt hållbart skick. I MRR-scenariot är utgångs-punkten att vissa avfallstyper ska kunna återanvändas och cirkulera fritt i samhället utan att materialet vid något tillfälle ger upphov till negativ påverkan på människor eller miljö. Ingen av dessa utgångspunkter är egentligen förenliga med ett scenario där formsand används för att fylla ut ett markområde inför exploatering och där användningen föregås av en anmälan till tillsynsmyndigheterna.

Eftersom formsanden i sig är en termiskt påverkad och industriell produkt, saknar den natur-liga förutsättningar att upprätthålla de ekosystemfunktioner som Naturvårdsverkets princip avser att skydda. Som utfyllnadsmaterial används formsanden oftast i syfte att möjliggöra exploateringar som i sin tur kommer att påverka möjligheten att bygga upp/upprätthålla markekosystemfunktionerna. I vägledningen för de generella riktvärdena tydliggörs att höga krav på markskydd ej behöver tillämpas på områden där andra verksamheter bidrar till att reducera markfunktionerna, t.ex. vägar, industriområden samt affärsområden (NV, 2009). Detta åsidosätter dock inte kravet på att riskerna för spridning och omgivningspåverkan behö-ver beaktas. En slutsats av detta är att man bör undvika en okritisk jämförelse av formsandens totalhalter mot haltkriterier för markmiljöskydd enligt KM, MKM eller MRR. Däremot kan man tänka sig att formsandens långsiktiga inverkan på omgivande naturmark vid behov kan bedömas med stöd av dylika haltkriterier. Ett sådant förfarande skulle dock behöva förutsätta att

a) det sker en långsiktig utlakning och ackumulering av föroreningar i marken som underlagrar formsanden.

b) att marken som underlagrar formsanden betraktas som skyddsvärd ur ett långsiktigt perspektiv

c) man frångår principen om att inte beakta fastläggningsmekanismerna i jorden, vilket iså fall bidrar till att skyddet för grundvatten och ytvatten bör mynna i högre laknings-kriterier än de som tagits fram enligt principerna för skydd av ytvatten och grundvat-ten (se ovan).

6.2

Utvärdering av totalhalter

Totalhalten av oorganiska och organiska föreningar i formsand ger vägledning om vilka risker som kan förväntas både med avseende på miljö och människors hälsa. I bedömningen kan analysresultaten jämföras mot t.ex. Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig (KM) eller minde känslig markanvändning (MKM). Det bör dock observeras att riktvärdena är framtagna för scenarier där marken förorenats historiskt och de anger inte en nivå upp till vil-ken det är tillåtet att förorena. Det finns även antaganden i de generella riktvärdena som inte är direkt tillämpbara för områden som fylls ut med formsand. Om halterna ändå jämförs mot KM eller mot MKM beror valet på vilken markanvändning som ska finnas på området efter utfyllnad. Totalhalterna kan även jämföras mot kriterier för Mindre än Ringa Risk (MRR) för att bedöma om materialet kan återanvändas utan föregående anmälan till tillsynsmyndigheten. Vilka parametrar som ska bestämmas i formsanden beror delvis på hur gjuteriprocessen ser ut. T.ex. kan föroreningsinnehållet påverkas av olika tillsatser samt kemiska reaktioner som sker under gjuteriprocessen. Utgående formsand med bentonit som bindemedel förväntas därmed ha en annan föroreningsprofil än formsand med harts som bindemedel.

Tabell 1 listar kemiska parametrar som analyserats på bentonitbunden formsand vid tidigare tillfällen (Hifab, 2011) och ger anvisning kring om/när parametrarna är aktuella att undersöka.

Tabell 1. Förslag på kemiska parametrar samt anvisningar kring om/när de bör inkluderas.

Parametrar Anvisning

Tungmetallera Kan förekomma i förhöjda halter beroende på t.ex. naturlig förekomst i modermaterial samt på anrikning i processrelaterade material. Bör ingå som standardanalys. Molybden är särskilt relevant.

Fraktionerade alifa-ter/aromater

Har endast påvisats i höga halter på grund av felaktigt vald analysmetod. Ska normalt inte förekomma i förhöjda halter.

PAH Har potential att bildas under termiska processer. Låga halter har detek-terats i bentonitbunden formsand. Osäkert hur innehållet ser ut i harts-bunden formsand. Kan vara relevant för sand med organiska bindeme-del.

Bensen Förmodligen mest relevant för hartsbunden formsand. Bentonitbunden formsand från Volvo Powertrain har ej påvisats innehålla höga bensen-halter. Ämnet är flyktigt och halterna kan påverkas av felaktig provhan-tering.

Fenolindex Har tidigare beaktats som relevant förorening för bentonitbunden forms-and men resultat saknas som stöder denna bedömning.

Sulfat Är mest relevant ur lakningssynpunkt. För totalhalter saknas tillämpbara jämförvärden.

Klorid Är mest relevant ur lakningssynpunkt. För totalhalter saknas tillämpbara jämförvärden.

Fluorid Är mest relevant ur lakningssynpunkt. För totalhalter saknas tillämpbara jämförvärden.

a _{ingående metaller kan variera beroende på vilket analyspaket som väljs. Molybden bör} inklude-ras.

Det bör observeras att olika uppslutningsmetoder ligger till grund för jämförelser mot gene-rella riktvärden samt kriterier för MRR. Vid jämförelser mellan totalhaltsanalyser som är gjorda med kungsvatten (Aqua regia) och HNO3/vatten befanns ingen större skillnad föreligga

vid bedömning mot vare sig generella riktvärden eller MRR (Hifab, 2011). Uppslutning med kungsvatten innehåller dock saltsyra där kloridinnehållet kan bidra till att rapporteringsgrän-sen för arrapporteringsgrän-senik förhöjs.

Baserat på de samlade erfarenheterna för bentonitbunden formsand bedöms totalhalterna av organiska och oorganiska föroreningar vara så pass låga att dessa inte medför ökade miljö- eller hälsorisker vid utfyllnadsområden (Hifab, 2011). Undantag kan dock förekomma om formsanden tillsätts andra materialfraktioner som uppkommer i gjuteriet. Vid bedömning mot MRR kan det finnas marginella överskridanden, vilket innebär att det är en tolkningsfråga om fri användning utan anmälningsplikt kan tillåtas. Vid överskridanden mot generella riktvärden bör bakomliggande antaganden för riktvärdena kontrolleras för att se om de är tillämpbara för det scenario som formsanden ska återvinnas inom.

6.3

Utvärdering av lakningsegenskaper vid låg genomsläpplighet

Ytutlakningsförsök genomförs för material med hög täthet eller solida kroppar där infiltrat-ionen av vatten är begränsad. Metoden är aktuell för packad formsand där en genomsläpplig-het på 10-9 m/s eller mindre förväntas. I ett sådant scenario är fyllnadskroppen att betrakta som tät, däremot kan lakning av föroreningar ske vid den fasta kroppens yta som står i kontakt med omgivande vatten (exempelvis nederbördsvatten som avrinner i kontakt med fyllningens yta).

Ytutlakningsförsöket utförs enligt en holländsk standard (NEN 7345) och går ut på att materi-alet packas i ett provkärl och förses med en stillastående vattenyta som står i kontakt med den packade provkroppens yta. Vid packning och preparering av prov bör man om möjligt efter-sträva att likna förhållandena i fält så mycket som möjligt. Vid jämna tidsintervall byts vattnet ut, vilket innebär att man kan fastställa utlakningen vid olika tidsintervall (6 h till 64 dagar). Vid utvärdering av resultaten saknas fastställda haltkriterier att jämföra mot, vilket innebär att tolkningen behöver byggas utifrån expertkunskap.

För att prova formsandens diffusionsstyrda lakningsegenskaper bör minst ett lakförsök utfö-ras. Om det finns ekonomiskt utrymme kan det vara fördelaktigt att utföra flera tester då det ger möjlighet att ta hänsyn till utlakningens naturliga variation.

Eftersom låga halter förväntas laka ut bör lakvattnet analyseras med metoder som ger låga rapporteringsgränser. Risken annars är att försöket slutar i en rad detektionsgränser som inte ger något mervärde i utredningen.

Figur 5 visar ett exempel på hur utlakningen av molybden och fluorid ser ut i ett ytutlak-ningsförsök som utförts på fyra olika sammansättningar av formsand. Försöket utfördes för att undersöka om inblandning av stoft (S) och extra bentonit (EB) påverkade utlakningen (Hifab, 2011). I figuren redovisas halten i vatten som stått i kontakt med provet som funktion av hur lång tid kontakten (utlakningen) skett. Halten kan sedan räknas om till en utlakad mängd och normeras för provets yta samt kontakttid och uttrycks då som en utlakningshastighet (t.ex. mg/m2 per dag).

Figur 5. Exempel på diffusionsstyrd utlakning av molybden och fluorid i bentonitbunden gjutsand (Hifab, 2011).

Det bör observeras att grafen för molybden prover med stoft (+S) felaktigt kan tolkas som att utlakningen ökar med tiden då halten ökar under testets gång. I själva verket ligger utlak-ningshastigheten någorlunda konstant då varje tidssteg i försöket ökar med faktorn 2, vilket innebär att halten blir ca 2 gånger högre för varje tidssteg om utlakningshastigheten är kon-stant. I prover utan stoft (-S) sker istället en minskning av utlakningshastigheten eftersom halten ligger konstant i de två sista tidsstegen. För molybden var utlakningen i hög grad bero-ende av stoftfraktionen i formsanden medan fluoridutlakningen inte visade på något samband med provets sammansättning.

En minskande utlakningshastigheten tolkas som ett tecken på diffusionsstyrd utlakning då molekylerna med tiden får allt längre väg att vandra för att nå ut lakvätskan och till slut kom-mer utlakningen att upphöra helt. En konstant eller ökad utlakningshastighet kan visa på att utlakningen styrs av upplösningsmekanismer snarare än av diffusion.

Eftersom den utlakade halten som kan fås i ett ytutlakningsförsök är tids- och ytberoende kan resultaten inte jämföras direkt mot haltkriterier eller recipienthalter. För att bedöma de lång-siktiga konsekvenserna av diffusionsstyrd utlakningen behöver testresultatet översättas till ett verkligt scenario där fyllnadskroppen har en given yta i kontakt med vatten som över en given

0 10 20 30 40 50 60 70 80 6h 1d 2d 4d 8d 16d 32d 64d µg /l Molybden +EB+S +EB-S -EB+S -EB-S 0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 6h 1d 2d 4d 8d 16d 32d 64d m g/ l Fluorid +EB+S +EB-S -EB+S -EB-S

tidsperiod lakar ut en viss mängd föroreningar. Denna föroreningsmängd behöver sedan rela-teras till en haltpåverkan i en recipient (t.ex. ytvatten eller grundvattenakvifär).

6.4

Utvärdering av lakningsegenskaper vid måttlig/hög

genomsläpplighet

6.4.1 Provning med kolonnförsök

Om bentonithalten i formsanden är liten kommer genomsläppligheten i fyllnadskroppen att öka. Detta innebär att större mängd vatten kan perkolera genom materialet och kontaktytan mellan vattnet och sandpartiklarna finns i hela fyllnadskroppen och inte bara vid själva ytan. Även i randzonen till fyllnadskroppar som packats med formsand med hög bentonithalt kan genomsläppligheten vara högre än i fyllnaden som helhet. I båda dessa fall sker utlakningen i en upplösningsstyrd process som bäst simuleras genom kolonnförsök. Kolonnförsöket kan utföras enligt standarden SIS-CEN/TS 14405 som ingår i NFS 2004:10. Lakningen översätts till ett tidsskala genom L/S-kvoter mellan 0,1 och 10. Korrelationen mellan L/S-kvoten och tidsskalan är beroende av materialets genomsläpplighet. För ett tätt material motsvarar en låg L/S-kvot (t.ex. 0,1) en relativt lång tidsrymd medan ett genomsläppligt material uppnår L/S 0,1 på betydligt kortare tid.

För formsand är kolonnförsök vid lägre L/S-kvoter mer relevant att utföra då bentoniten gör att vattengenomsläppligheten begränsas. Även för ett test med låg L/S-kvot får man räkna med att testet kan ta tid att genomföra (storleksordning några veckor) då tätheten medför ett långsamt flöde genom kolonnen. Materialets täthet kan även medföra att kanalbildning upp-står, vilket kan begränsa testets användbarhet. Om testet är lämpligt att utföra eller ej bedöms bäst i samråd med utföraren av försöket.

För utlakning vid L/S 0,1 finns MRR-kriterier att jämföra mot. Vid en sådan jämförelse indi-kerar ett överskridande att materialet inte får används fritt utan måste föregås av anmälan till tillsynsmyndighet. Eftersom MRR-scenariot bygger på en rad generella värsta-fall-antaganden behöver ett överskridande inte betyda att materialet är olämpligt att använda som utfyllnads-material i det specifika fallet. Därför bör en platsspecifik bedömning av lakningsrisken och möjliga följdeffekter göras om MRR-kriteriet överskrids. Eftersom halterna i kolonnförsöket är jämviktshalter som bedöms vara representativa även i fältsituation kan halterna jämföras mot haltkriterier för t.ex. dricksvattenskydd, recipienthalter eller andra haltkriterier som be-döms relevanta. Vid jämförelsen bör dock Naturvårdsverkets bakomliggande principer beak-tas (se stycke 6.1–6.5).

I båda proverna indikerar resultaten att utlakning av salter kan utgöra en risk. Kriterierna för MRR är dessa fall grundade på korrosionsrisker på ledningar av metall. I ett scenario där det koncentrerade lakvattnet från fyllningen inte står i kontakt med t.ex. dricksvattenledningar kan jämförelsen inte anses som fullt relevant. Om lakvattnet däremot bedöms påverka en dricksvattenakvifär bör en bedömning av utspädningsefffekten göras och den uppkomna halt-förändringen i akvifären bör relateras till dricksvattenkriteriet. För tungmetaller var utlakning-en i allmänhet låg. Utlakningutlakning-en av arsutlakning-enik verkar dock öka när stoftfraktionutlakning-en avlägsnas. Or-saken till detta har ännu inte retts ut men den förklaringsmodell som upprättats är att arsenik föreligger i en lakbar form i formsanden och att stoftet som är rikt på järn bidrar med fast-läggningsytor som binder arsenik och minskar utlakningen. Sett till båda formsandsprovernas

totala arsenikhalter ligger dessa i nivå med naturliga bakgrundshalter så resultatet i kolonnför-söket kan inte förklaras med skillnader i totalhalter.

Tabell 2 visar ett exempel på utlakning av föroreningar från två olika formsandssammansätt-ningar vid L/S 0,1 (-S utan stoftfraktion, +S med stoftfraktion).

I båda proverna indikerar resultaten att utlakning av salter kan utgöra en risk. Kriterierna för MRR är dessa fall grundade på korrosionsrisker på ledningar av metall. I ett scenario där det koncentrerade lakvattnet från fyllningen inte står i kontakt med t.ex. dricksvattenledningar kan jämförelsen inte anses som fullt relevant. Om lakvattnet däremot bedöms påverka en dricksvattenakvifär bör en bedömning av utspädningsefffekten göras och den uppkomna halt-förändringen i akvifären bör relateras till dricksvattenkriteriet. För tungmetaller var utlakning-en i allmänhet låg. Utlakningutlakning-en av arsutlakning-enik verkar dock öka när stoftfraktionutlakning-en avlägsnas. Or-saken till detta har ännu inte retts ut men den förklaringsmodell som upprättats är att arsenik föreligger i en lakbar form i formsanden och att stoftet som är rikt på järn bidrar med fast-läggningsytor som binder arsenik och minskar utlakningen. Sett till båda formsandsprovernas totala arsenikhalter ligger dessa i nivå med naturliga bakgrundshalter så resultatet i kolonnför-söket kan inte förklaras med skillnader i totalhalter.

Tabell 2. Exempel på utlakning av föroreningar (µg/l) i kolonnförsök SS-CEN/14405 vid L/S 0,1, samt jämförelse mot MRR (Hifab, 2011).

Parameter -EB+S (µg/l) -EB-S (µg/l) MRR (µg/l) As <1 75,8 10 Cd _{<0,1 <0,07} 10 Cr _{<0,5 <0,5} 200 Cu _{1,24 2,26} 200 Hg _{<0,02 <0,02} 1 Mo _{438 216} - Ni _{<0,5 1,84} 100 Pb _{<0,2 <0,2} 50 Zn _{9,98 <2} 1000 Fluorid _{14 900 16 400} - Klorid _{235 000 233 000} 80 000 Sulfat _{1 520 000 1880 000} 70 000

6.4.2 Provning med 2-stegs skakförsök

Formsandens lakegenskaper har tidigare prövats med skakförsök i enlighet med standarden EN-12457-2. Testet går ut på att en viss mängd fast material skakas tillsammans med lakväts-kan under 24 timmar. Försöket utförs vid två L/S-kvoter, L/S 2 och L/S 10. Resultaten från ett skakförsök visar på maximalt utlakad mängd/koncentration då ett jämviktsförhållande mellan material och lakvätska råder. Resultatet ska således tolkas som ett värsta fall scenario som kan inträffa på mycket lång sikt.

Relevansen av att utföra 2-stegs skakförsök på formsand kan ifrågasättas då försöket inte sär-skilt väl efterliknar verkliga fältförhållanden. Det höga innehållet av bentonit medför även att vattenuttag vid L/S 2 inte alltid kan göras. I skakförsök som gjordes med Volvos formsand

2011 erhölls oväntade pH-sänkningar som hittills inte kunnat förklaras då liknande sänkningar vare sig uppkommit i andra lakförsök eller i fält (Hifab, 2011). Detta medför att skakförsöken utförts för intervall som inte förväntas förekomma i en fältsituation. En kraftig pH-sänkning kan medföra både högre och lägre rörlighet för olika tungmetaller då deras upplös-nings- och fastläggningskemi reagerar olika på pH-förändringar.

Med hänsyn till tveksamheterna om skakförsökets representativitet för verkliga fältförhållan-den rekommenderas att perkolationstester utförs i första hand.

7 Utformning av kontrollprogram

Med stor sannolikhet kommer tillsynsmyndigheten förelägga om ett kontrollprogram som utförs före, under och efter utfyllnadsarbetena. Syftet med kontrollprogrammet är att generera data för att övervaka eventuell miljöpåverkan på kort och lång sikt. Detta innebär att pro-grammets upplägg och innehåll behöver anpassas till den problematik som eventuellt skulle kunna uppstå.

Tabell 3 sammanställer de erfarenheter som gjorts i Skövde, där flera kontrollprogram löpt under en längre tid och där alla data sammanställts för att undersöka om det finns en tydlig miljöpåverkan från formsanden (Hifab, 2011). Det bör återigen observeras att formsand från andra gjuterier kan uppvisa en något annorlunda bild än formsanden från Skövde. Vägledning om vilka parametrar som bör övervakas i t.ex. grund- och dagvatten fås lämpligen genom lakförsöken.

Tabell 3. Erfarenheter från kontrollprogram vid utfyllnadsområden i Skövde.

Provtagningsmatris Undersökta pa-rametrar

Grad av påverkan

Grundvatten Tungmetaller, fenol, fluorid, klorid, sulfat

Ingen tydlig påverkan

Dagvatten Tungmetaller, fe-nol/fenolindex, fluorid, klorid, sulfat

Sannolikt viss påver-kan på molybden och fluorid

Recipienter Tungmetaller, fenol, fluorid, alifater

Ingen påverkan

7.1

Kontroll av grundvatten

Tack vare materialets höga täthet och den låga lakbarheten hos föroreningarna är det mindre sannolikt att påverkan på grundvattenakvifären kan noteras inom en kort tidsrymd. Ytutlak-ningsförsöket visar dock att diffusionsstyrd lakning av molybden och fluorid kan ge ett visst tillskott med tiden. Båda dessa ämnen förekommer naturligt i berggrunden. Ett kontrollpro-gram för grundvatten bör således innehålla två grundvattenrör som är installerade för miljö-provtagning. Det ena röret utgör ett referensrör som installeras uppströms fyllningen. Det andra röret installeras inom eller omedelbart nedströms fyllningen. Om bensen misstänks ut-göra en relevant förorening bör rören installeras med BAT-spets, vilket säkerställer en mindre störd vattenprovtagning som förhindrar avdunstning av flyktiga ämnen under provtagningen.