Bedömning av urlakning från formsand i utfyllnader

(1)

2015-007

Bedömning av urlakning

från formsand i utfyllnader

Annika Åberg, HIFAB AB

Andreas Lindahl, Peter Nayström, Swerea SWECAST

(2)

(3)

1882 ENVIROMAN WP2 Återvinning av restprodukter frångjuterier

Författare Rapport nr

Utgåva

Datum

Annika Åberg, HIFAB AB.

Andreas Lindahl, Peter Nayström, Swerea SWECAST

Peter Nayström, Andreas Lindahl, Swerea SWECAST

2015-007_ 2015-07-01

Sammanfattning

Vid användning av bentonitbunden överskottssand till utfyllnadsändamål krävs i vissa fall en extra bentonittillsats. Bentonittillsatsens funktion är att minska fyllningens vattengenomsläpplighet. Vid en högre genomsläpplighet som medför att genomströmningsutlakning dominerar kan risken för utlakning av molybden öka markant (om molybden förekommer i sanden). Därför eftersträvas täta fyllnadsområden där ytutlakning domminerar. För framtida fyllnadsområden föreslås att formsand med extra bentonit (totalt minst 6 %) används för ytor som kan stå i kontakt med vatten (främst överytan på vilken nederbörd avrinner, vid fyllning under grundvattenyta även sidorna) medan opreparerad formsand från gjuteriet (ca 3-9 % bentonit) kan användas för fyllnad innanför dessa tätningar. Formsandens utlakningspotential har provats genom ytutlakningsförsök (64 dagar) samt kolonnförsök vid L/S 0,1. I det aktuella fallet finns även en stoftfraktion som cirkulerar i processen och som påverkar utlakningspotentialen hos molybden och arsenik. Stoftet innehåller järn som binder en arsenikfraktion som annars riskerar att lakas ut. Stoftet bidrar å sin sida till en högre utlakning av molybden. Ser man till utlakade mängder och sätter denna i relation till recipienternas bakgrundshalter samt effektkriterier för akvatiska organismer är det ingen större miljömässig skillnad i om stoftet inkluderas eller inte i formsanden. Konflikten mellan högre utlakning av molybden med stoft, kontra högre utlakning av arsenik utan stoft är tydligast i ett perkolationsstyrt scenario där formsanden har en högre genomsläpplighet än den som erhålls om formsanden innehåller minst 6 % bentonit.

Utifrån befintliga fyllnadsområden samt en 20-årig prognos där gjuteriet fyller ut ca 1 ha per år (total utfylld yta ca 40 ha), bedöms belastningen av molybden och arsenik mot recipienterna inte medföra någon större haltpåverkan. Bedömningen har gjorts med det konservativa antagandet att ytutlakningen är konstant över tiden, samt utifrån teoretiska, maximalt utlakade mängder enligt lakförsök och uppmätta dagvattenhalter från gjuteriets formsandsområden. I själva verket kommer utlakningen att avta över tiden i takt med att ytorna utarmas. De standardiserade lakförsöken har dock inte pågått tillräckligt länge för att det ska vara möjligt att prognosticera detta.

(4)

Summary

When surplus clay-bonded moulding sand is used for landfill purposes, an additional amount of bentonite is needed in some cases. The function of the additional bentonite is to reduce the filling’s water permeability. Increased permeability increases the predominance of flow leaching and, if the sand contains molybdenum, that involves a significant risk of the molybdenum leaching out. For that reason, every effort should be made to ensure that surface leaching predominates. It is recommended that moulding sand with extra bentonite (at least 6% of total volume) be used for fillings that may come in contact with water (primarily on upper surfaces that are subject to precipitation run-off, and also on the sides of fills below the groundwater level). Unprepared moulding sand from foundries (ca. 3-9% bentonite) can be used within those sealing regions.

The leaching potential of moulding sand containing 2.5% bentonite has been tested in 64-day trials and in column tests at L/S 0.1. In the present example, there is also a dust portion which circulates during the process and influences the leaching potential of molybdenum and arsenic. The dust contains iron, which binds the arsenic that might otherwise leach out. But the dust also promotes increased leaching of molybdenum. If one takes into account the amount of leached substances, and compares that with the recipients’ background levels and the efficiency criteria for aquatic organisms, it makes little environmental difference if dust is included in the moulding sand or not. The choice between greater leaching of molybdenum with the inclusion of dust versus greater leaching of arsenic without dust is most evident in percolation processes where the moulding sand has a higher rate of water permeability than the rate for sand that contains at least 6% bentonite.

Based on existing landfills (circa 20 hectares) and a 20-year projection in which a foundry fills in circa one additional hectare per year (for a total filled area of ca. 40 hectares), it is concluded that the leaching of molybdenum and arsenic will not result in any significant increase in the levels of those substances in the recipients. That assessment is based on a conservative assumption that the rate of surface leaching is constant over the entire period, and on theoretical maximum leached quantities according to leaching tests and measured levels of water run-off from the foundry’s moulding sand depot. In fact, however, the amount of leaching will decrease over time as the remaining amounts of molybdenum and arsenic in the fill material slowly decrease. But the standardizing leaching trials have not continued long enough to enable valid projections.

(5)

Innehållsförteckning

1 TILLKOMST ... 1

2 INLEDNING ... 1

3 SYFTE OCH MÅL... 2

4 LAKNING AV KRITISKA MILJÖFÖRORENINGAR ... 2

5 UTLAKADE MÄNGDER SAMT RECIPIENTBELASTNING FRÅN FORMSAND ... 3

5.1 YTUTLAKNINGSSCENARIO ... 3

5.2 FIKTIVT PERKOLATIONSSTYRT UTLAKNINGSSCENARIO ... 4

5.3 BEDÖMNING AV GJUTERIETS FYLLNADSOMRÅDEN ... 5

5.3.1 Rekommenderad utformning av fyllnader ... 5

5.3.2 Bedömd teoretisk recipientbelastning från befintliga fyllningar ... 5

5.3.3 Bedömd framtida belastning på recipienterna ... 7

6 SLUTSATSER ... 8 7 DISKUSSION ... 9 8 REFERENSER ... 9

Bilageförteckning

Antal sidor Bilaga 1 Resultatsammanställning 6 Bilaga 2 Ytutlakning 16 Bilaga 3 Kolonnförsök 11 Bilaga 4 Totalhalter 12

(6)

(7)

1 Tillkomst

Delrapporten redogör för delresultat från projektet 1882, ”WP2 – Återvinning av restprodukter från gjuterier”, som är en del i det Vinnova-finansierade projektet ”EnviroMan - Miljö- och kretsloppsanpassade tillverkningsprocesser för metalliska material”.

Den här delen av projektet har berört utlakning från formsand i utfyllnader. I rapporten redovisas en ”Case study” som genomförts för en specifik utfyllnad. Resultaten kan i tillämpliga delar användas som jämförelse för andra utfyllnadsobjekt där motsvarande formsand används.

Totalt har projektet genomförts mellan

Kontaktperson vid Swerea SWECAST AB: Peter Nayström

Deltagande företag i WP2 har varit: RagnSells AB, Nya Arvika Gjuteri AB, Scania CV AB, SKF Mekan AB, Volvo AB och XYLEM AB.

Rapporten bygger på en studie som genomförts tillsammans med gjuteriets personal och Annika Åberg vid HIFAB AB och vars resultat bearbetats av Andreas Lindahl och Peter Nayström.

2 Inledning

Sammansättningen på formsanden som används i själva gjuteriprocessen är av stor betydelse för gjutgodsets kvalitet. Den ingående formsanden måste innehålla ca 6 % bentonit. Den uttjänta formsanden som avgår som en restprodukt kan däremot ha en varierande bentonithalt på ca 3-9 %.

I flertalet studier som gjorts av formsandens tekniska egenskaper framkommer att bentonithalten är av stor vikt för materialets genomsläpplighet (Tabell 1 och 2). Vid bentonithalter över 6 % bedöms materialet ha en täthet som motsvarar kraven på tätskikt på deponier för icke-farligt avfall (<10-9 m/s). Eftersom bentonithalten i överskottssand som lämnar gjuteriet varierar har sanden förädlats genom ytterligare tillsats av bentonit, detta för att säkerställa att sanden innehåller minst 6 % bentonit vid utfyllnad. Vid tillsats av extra bentonit kontrolleras vilken dosering som behövs för att uppnå minst 6 %. Den förädlade överskottssanden kan innehålla betydligt mer än 6 % bentonit vid utfyllnad.

Tabell 1. Hydraulisk konduktivitet i bentonitbunden formsand i laboratorieförsök (RVF, 2001). Prov Hydraulisk konduktivitet (m/s) Bentonithalt (%) Skrymdensitet (ton/m3) Vattenkvot (%) 1. (opreparerad gjuterisand) 7×10-10 7,1 2,08 10 2. (gjuterisand, sand, bentonit) 9×10 -10 6,8 2,00 10 3. (gjuterisand, sand, bentonit) 9×10-10 6,8 2,09 10

(8)

2

Tabell 2. Förhållanden mellan bentonithalt (%) och hydraulisk konduktivitet (m/s) i formsand (Gjuteriföreningen, 1998).

Bentonithalt i formsand Hydraulisk konduktivitet (m/s)

2,4 % 1,5 ×10-8

5 % 1,5 ×10-9

6 % 1,1 ×10-9

7 % 5,9 ×10-10

10,9 % 1,0 ×10-11

I kombination med packning vid utläggning erhåller formsand med mer än 6 % bentonit en mycket hög täthet (permeabilitet <10-9 m/s), vilket medför att utlakningen av förorenande ämnen blir ytutlakningsstyrd istället för perkolationsstyrd. I ett ytutlakningsscenario sker den huvudsakliga utlakningen från fyllnadsytor som står i kontakt med vatten. I ett perkolationsstyrt scenario sker utlakningen huvudsakligen med vatten som perkolerar genom fyllningen. Brytpunkten mellan ytutlakningsstyrd/perkolationsstyrd utlakning bedöms gå vid en hydraulisk konduktivitet i intervallet 10-8- 10-9 m/s, om fyllningskroppen ligger över grundvattenytan och nederbörd kan perkolera genom denna.

3 Syfte och mål

Projektets övergripande syfte och mål har varit att utreda möjligheterna till minskat resursanvändande. Delaktiviteten har syftat till att ge svar på om det går minska inblandningen av bentonit i uttjänt formsand utan att utlakningsgränsvärden överskrids samt om eventuell urlakning av arsenik och molybden utgör någon miljörisk.

4 Lakning av kritiska miljöföroreningar

Vid en tidigare utvärdering av fältdata som genererats vid gjuteriets utfyllnadsområden, påvisades ingen påverkan på grundvattenkvaliteten som kunde härledas till formsanden. Däremot konstaterades att molybden kan förekomma i förhöjda halter i dagvatten från utfyllnadsområden. Det finns även en tendens till något förhöjda salthalter (klorid samt fluorid).

Molybden tillförs formsanden genom en stoftfraktion som recirkuleras i processen (Bilaga 1). Enligt utförda lakförsök bedöms formsandens bentonitinnehåll inte påverka utlakningen av molybden i någon högre utsträckning.

Vid utvärderingen av ytutlakningsdata ökade halten molybden i vatten från formsand med stoft under testets gång (bilaga 1 och 2). En sådan kurva visar att testperioden varit för kort för att uppnå en jämviktskoncentration. Omräknat till utlakad mängd per ytenhet och tid (mg/m2/dag) ligger dock utlakningshastigheten (utlakningen per tidsenhet) någorlunda konstant från dag 4. Genomsnittlig utlakningshastighet för prover med stoft är oavsett bentonithalt ca 0,33 mg/m2/dag (dag 4 till 64).

Mekanismen som frigör föroreningar i ytutlakningsförsök bestäms genom linjär regression på sambandet mellan logti (ti = försökstiden vid slutet av tidssteg ti) och

(9)

3

logεn (aritmetisk kumulativ utlakad mängd som beräknas från försökets uppmätta kumulativa utlakande mängd). Vid en lutningskoefficient över 0,65 anses utlakningen bestå av upplösning och mellan 0,35–0,65 av diffusion (Environment Agency, 2005). För molybden i prover med stoft beräknades lutningen till 1, vilket tyder på en upplösningsmekanism.

För prover utan stoft stagnerade haltkurvan i ytutlakningsförsöket kring ca 2,3 µg/l vid dag 32 och dag 64 för provet utan extra bentonit. Provet med extra bentonit stagnerade vid ca 5 µg/l. De stagnerande haltkurvorna visar att jämviktsförhållanden sannolikt hunnit uppstå under testets gång. Beräknade jämviktshalter bedöms således utgöra halter man kommer uppnå på sikt vid ytutlakning. Lutningskoefficienten för dag 8-64 uppgick till 0,64 för prover utan stoft, vilket tyder på en i huvudsak diffusionsstyrd utlakning.

Vid perkolationsstyrd utlakning i kolonnförsök (L/S 0,1) uppgick lakvattenhalten av molybden till 438 µg/l för formsand med stoft och 216 µg/l för formsand utan stoft (bilaga 1 och 3).

En oönskad bieffekt i formsand utan stoft är en ökad utlakning av arsenik (bilaga 1). Detta beror sannolikt på stoftets höga järninnehåll (300 000 mg/kg TS) som bidrar till att binda arsenik i formsanden. Oavsett formsandens sammansättning är totalhalten arsenik låg (<3 mg/kg TS, bilaga 4). Arseniken bedöms ha ett naturligt ursprung, däremot kan det vara så att specieringen (olika kemiska förekomstformer av arsenik) påverkas av den termiska gjuteriprocessen. Hur den ytutlakningen av arsenik påverkas av stoftet har inte kunnat utredas i detalj på grund av för höga rapporteringsgränser i ytutlakningsförsöket. I slutet av försöket (dag 32 och dag 64) erhölls dock detekterbara mängder arsenik i vattenuttag från formsand utan stoft. Den högsta utlakningshastighet som noterades var 0,027 mg/m2/dag.

Kolonnförsöket vid L/S 0,1 visade tydligt att närvaron av stoftet bidrar till att minska utlakningen av arsenik ca 100 gånger jämfört med formsand utan stoft. För formsand utan stoft uppgick lakvattenhalten till 47 - 76 µg/l As vid L/S 0,1. För formsand med stoft uppgick lakvattenhalten till max 1µg/l As.

5 Utlakade mängder samt recipientbelastning från

formsand

5.1 Ytutlakningsscenario

I ett ytutlakningsscenario utgörs fyllnadsområdet av formsand med extra hög bentonithalt (> 6%) och en uppskattad genomsläpplighet som ligger kring 10-10 m/s. Scenariot bedöms motsvara gjuteriets befintliga utfyllnadsområden, där tätheten kan uppgå till 10-10 m/s.

Fyllnadens låga genomsläpplighet medför att nederbörd avrinner på ytan snarare än infiltrerar genom materialet. Vattenbalansen i regionen medför enligt SMHI en infiltration i ytliga jordlager på ca 0,31 m/år (d.v.s. total nederbörd-avdunstning, 0,31 m3/m2/år). För ett ogenomsläppligt fyllnadsområde på 1 ha (100x100 m) medför detta en ytlig avrinning i ett täckskikt över fyllningen med formsand på 3 100 m3/år. Antalet dagar per år som ytan står i kontakt med vatten approximeras till 219 dagar (60 % av ett år, vilket är årsandelen med nedåtriktad infiltration som ger upphov till grundvattenbildning, Nordberg, L. 1978).

(10)

4

Baserat på ovanstående data samt resultat från lakförsöken bedöms den utlakade mängden molybden uppgå till ca 0,7 alternativt 0,015 kg per hektar och år, beroende på om formsanden innehåller stoft eller inte (Tabell 3). Om stoftet tas bort från formsanden bedöms utlakningen av arsenik uppgå till ca 0,059 kg per hektar och år. Med den nuvarande formsandssammansättningen (där stoftfraktionen ingår) hindras utlakningen av arsenik av stoftets järninnehåll.

Tabell 3. Utlakad mängd molybden per år och ytarea (kg/ha och år) baserat på lakförsök på formsand med samt utan stoft. Observera att de olika enheterna i ytutlakningsförsöket beror på hur data har kunnat tolkats utifrån gällande kriterier avseende t.ex. jämvikt enligt tidigare text.

Typ av formsand Utlakning av molybden enligt ytutlakningsförs ök Årlig utlakad mängd molybden (kg per ha) Utlakning av arsenik enligt ytutlakningsförsök Årlig utlakad mängd arsenik (kg per ha)

Med stoft 0,33 mg/m2/dag 0,72 - -

Utan stoft 5 µg/l 0,015 0,027 mg/m2/dag 0,059

5.2 Fiktivt perkolationsstyrt utlakningsscenario

I ett perkolationsstyrt scenario utgörs fyllnadsområdet av formsand där en extra bentonittillsats ej skett efter uttag från anläggningen. Bentonithalten bedöms variera mellan 3 och 9 %, med en uppskattad täthet i fyllnaden på 10-8 - 10-9m/s. Detta scenario är helt fiktivt då gjuteriet i dag tillsätter extra bentonit när formsanden lämnat anläggningen.

För samma ytarea som i ovanstående räkneexempel samt en mäktighet på 4 m, uppskattas volymen utfylld formsand till 40 000 m3. Formsandens skrymdensitet vid 10 % vattenkvot har bestämts till ca 2,0 ton/m3 (Tabell 1). Med justering för vattenkvoten bedöms torrdensiteten uppgå till ca 1,8 ton/m3, vilket ger ca 72 000 ton utfyllda massor (som jämförelse har ca 152 000 ton använts vid utfyllnaden av ett tidigare utfyllnadsområde A, 217 000 respektive 125 000 ton vid Etapp 1 och 2 och 45 000 ton vid ett annat utfyllnadsområde B).

Vid samma infiltrationsförhållanden som i ovanstående exempel (0,31 m3/m2/år) uppskattas den årliga L/S-kvoten till 0,03. På tre år uppnår man därmed L/S kvoten 0,1, som användes i kolonnförsöket. För att uppnå en L/S kvot på 2 krävs en period på ca 60 år. Hur halterna kommer att utveckla sig mellan dessa L/S kvoter har inte utretts i de utförda lakförsöken på grund av den tid det skulle ta att få igenom L/S 2 i ett kolonnförsök. Inom en kortare tidsrymd bedöms dock jämviktshalterna vid L/S 0,1 vara representativa för utlakningen av både molybden och arsenik.

Tabell 4 redogör för uppskattade utlakade mängder av molybden och arsenik beroende på om formsanden innehåller stoft eller inte. Jämfört med ytutlakningsscenariot kommer utlakningen av molybden och arsenik att öka. Vid jämförelse mellan formsand med/utan stoft är det uppenbart att stoftfraktionen bidrar till att reducera arsenikutlakning nästan 100 ggr, medan molybdenutlakningen ökar, dock endast med faktorn 2.

(11)

5

Tabell 4. Utlakad mängd molybden per år och ytarea (kg/ha och år) baserat på lakförsök på formsand med samt utan stoft.

Typ av formsand Utlakning av molybden enligt ytutlakningsförs ök Årlig utlakad mängd molybden (kg per ha) Utlakning av arsenik enligt ytutlakningsförsök Årlig utlakad mängd arsenik (kg per ha) Med stoft 438 µg/l 1,4 1 µg/l 0,003 Utan stoft 216 µg/l 0,7 76 µg/l 0,24

5.3 Bedömning av gjuteriets fyllnadsområden

5.3.1 Rekommenderad utformning av fyllnader

Formsandens täthet avgör om ett ytutlakningsstyrt eller perkolationsstyrt scenario kommer att uppstå. Av räkneexemplen ovan (som är baserade på lakförsök med olika formsandssammansättningar) framgår att utlakningen från formsand med för lågt bentonitinnehåll riskerar bli markant högre än för formsand med extra bentonit. Detta kan troligen härledas till skillnader i kontaktintensitet mellan formsand och vatten då en lägre bentonithalt gör att vatten kommer i kontakt med en större fyllnadsmängd. Eftersträvansvärt är således att erhålla ytutlakningsstyrda utlakningsscenarier när fyllnadsområden etableras då detta kommer minska utlakningen från områdena.

I dagsläget eftersträvas en täthet på 10-9 till 10-10 m/s genom hela fyllnadskroppen, vilket sker genom extra bentonittillsats före utfyllnad. Fältdata från gjuteriets kontrollprogram vid utfyllnadsområdena (Swerea SWECAST, 2012) styrker att dagens formsandsområden i huvudsak är ogenomsläppliga för nederbörd då ingen haltpåverkan i grundvatten konstaterats vid områdena.

I lakförsöken framkommer att molybden har en relativt hög rörlighet och utgör således en indikator på påverkan från formsand. Om fyllnaderna hade varit genomsläppliga hade det funnits ett tydligt molybden-avtryck i grundvatten nedströms utfyllnaderna. Tätheten i fyllnadskroppen i sig har dock mycket liten betydelse för utlakningen så länge som fyllnaden ligger ovan grundvattenzonen. Infiltrationen till fyllningen styrs av tätheten i den översta delen av fyllningen. För att reducera infiltration av vatten genom fyllnaden är det viktigt att ytor som står i kontakt med vatten har fullgod täthet (10-9 - 10-10 m/s). Under förutsättning att fyllnaden placeras så att grundvatten inte kan tränga in i kroppen, är det i huvudsak toppytan samt sidoytor som kan komma i kontakt med regnvatten. Formsand som läggs i ytterkanter (topp och vid risk för grundvatten genomströmning även sidorna) bör innehålla extra bentonit för att säkerställa att ytskiktet blir så tätt att infiltration av vatten reduceras. Formsand som läggs mitt i fyllnaden bedöms inte behöva en bentonittillsats då dessa massor inte kommer att komma i kontakt med vatten.

5.3.2 Bedömd teoretisk recipientbelastning från befintliga fyllningar

Eftersom gjuteriets ambition är att kunna exkludera den extra bentonittillsatsen i merparten av formsanden samtidigt som framtida fyllnadskroppar ska behålla den höga täthet som de haft hittills, är det motiverat att i första steget bedöma risken för recipientbelastningen utifrån befintliga fyllnadsytors storlek och formsandssammansättning.

(12)

6

Recipienterna belastas främst genom ytligt avrinnande dagvatten då grundvatten vid formsandsområdena inte visar på förhöjda föroreningshalter (Swerea SWECAST, 2012).

Tabell 5 redogör för det uppskattade haltbidraget till recipienterna baserat på dagens fyllnadsyta. Eftersom beräkningarna är baserade på data från lakförsök utgår de från ett teoretiskt, maximalt läckage.

Tabell 5. Uppskattat haltbidrag från 20 ha fyllnadsområden, där 60 % avvattnas till Recipient 1 och 40 % till Recipient 2. Medelhalten molybden och arsenik i Recipient 2 är ca 4 respektive <1 µg/l enligt gjuteriets kontrollprogram (Swerea SWECAST, 2012).

Med stoft Utan stoft Molybden Arsenik Molybden Arsenik

Haltbidrag 1(µg/l) 0,04 - 0,0006 0,003

Haltbidrag 2 1(µg/l) 1,8 - 0,02 0,14

Det teoretiska läckaget av molybden för formsand med stoft uppgår till ca 1 % av bakgrundshalterna för Recipient 1 och ca 43 % för Recipient 2 (medel/medianhalten molybden och arsenik i Recipient 1 är ca 4 respektive <1 µg/l enligt gjuteriets kontrollprogram, Swerea SWECAST, 2012).

Enligt Naturvårdsverkets riktvärdesmodell för förorenade områden (NV, 2009) samt handbok för användning av avfall för anläggningsändamål (NV, 2010) tillåts en höjning av ett ytvattens bakgrundshalt från medianvärdet till 75- eller 90-percentil. Enligt vattenprovtagningen i Recipient 2 är samtliga percentilvärden (median, 75- och 90 percentil) för arsenik ca 1µg/l, vilket beror på en hög andel halter under analysens detektionsgräns. I Naturvårdsverkets riktvärdesmodell är percentilvärdena för arsenik 0,3; 0,46; 0,7 µg/l. För molybden är percentilvärdena i Recipient 2 uppströms fyllnadsområdena 4;5;5,3 µg/l.

Det teoretiska läckaget av molybden (formsand med stoft, haltbidrag 0,043 µg/l, tabell 4) till Recipient 2 bedöms varken kunna påverka medel- eller medianhalten (4 µg/l). I gjuteriets kontrollprogram för utfyllnadsområde A. har recipientpåverkan inte kunnat mätas upp i Recipient 2, vilket tyder på att ovanstående bedömning är rimlig.

Det teoretiska haltbidraget av molybden till Recipient 1 (formsand med stoft, haltbidrag 1,8 µg/l, tabell 4) bedöms kunna påverka medel- och medianhalten så att denna närmar sig 6 µg/l, vilket överskrider 90-percentilen. Recipient 1 är därmed känsligare för recipientpåverkan än Recipient 2. Om stoftet skulle avlägsnas minskar haltbidraget för molybden till 0,02 µg/l, vilket inte skulle ge upphov till någon påverkan på recipientens medel- eller medianhalter. Moteffekten skulle istället bli en ökad risk för haltpåverkan med avseende på arsenik, som motsvarar 75-percentilen för Naturvårdsverkets bakgrundsdata. Eftersom alla befintliga utfyllnadsområden innehåller stoft finns det enligt ovanstående beräkning en viss risk för att molybdenhalterna i Recipient 1 kan påverkas. I gjuteriets kontrollprogram har det periodvis funnits förhöjda halter molybden (1,7 - 41 µg/l) i ett dagvattenmagasin, som avvattnas mot Recipient 1 (Swerea SWECAST, 2012). Inga uppskattningar finns på volymen dagvatten som släppts ut till recipienten, men det rör sig om relativt små mängder som

(13)

7

uppkommer endast vid bräddning av magasinen. Med utgångspunkt från både Etapp 1 och 2, ytor samt den teoretiska ytutlakningen på 0,72 kg/ha och år (tabell 3), motsvarar den teoretiska utlakade mängden molybden ca 8,6 kg. Vid den högsta dagvattenhalten på 41 µg/l och en uppskattad ytavrinning på 37 200 m3 från en yta om 12 ha, ger en uppskattad utlakning på ca 1,5 kg. Med hänsyn tagen till utspädningen i Recipient 1 skulle detta ge upphov till ett haltbidrag på ca 0,3 µg/l, vilket inte kommer påverka medel- eller medianhalten i Recipient 1. Detta visar att den teoretiska beräkningen utifrån lakförsök väsentligt överskattar recipientbelastningen utifrån vad som uppmätas i fält. Risken för att fyllnadsområdena kommer att påverka Recipient 1 molybdenhalter bedöms därmed som ytterst liten.

Eftersom haltbidraget till recipienternas naturliga halter inte säger något om hur formsanden kan bidra till toxiska effekter på akvatiska organismer, har haltbidraget till Recipient 1/2 även jämförts med kanadensiska effektbaserade haltkriterier (Tabell 5).

Tabell 6. Uppskattat haltbidrag till Recipeneterna1 och 2 från 20 ha

fyllnadsområden i relation till effektbaserade ytvattenkriterier. Kanadensiska effektbaserade haltkriterier för molybden och arsenik är 73 respektive 5 µg/l (CCME, 1999)

Med stoft Utan stoft Molybden Arsenik Molybden Arsenik

Haltbidrag i Recipient 1

(% av effektkriterium) 2,4 - 0,03 2,8

(% av effektkriterium) 0,06 - 0,0008 0,07

Haltbidraget från fyllnadsområdena till Recipient 2 uppgår som mest till ca 0,07 % av de kanadensiska effektbaserade haltkriterierna. Risken för att formsanden bidrar till en negativ påverkan på Recipient 2 akvatiska system bedöms därmed som mycket liten.

För Recipient 1 kan formsandsområdena bidra med ca 2 - 3 % av halter som uppges som toxiska med avseende på både molybden och arsenik. Ur ekotoxikologisk synvinkel verkar det inte spela någon större roll om stoftet inkluderas eller inte. I de ekotoxikologiska tester som utförts på mer koncentrerade lakvatten från formsand påvisades en marginell påverkan på organismerna (Swerea SWECAST, 2012). I förhållande till bakrundshalterna medför påslaget från formsanden inte någon ökad risk för toxiska effekter.

5.3.3 Bedömd framtida belastning på recipienterna

Även om det är mindre sannolikt att formsanden används för utfyllnadsverksamheter på längre sikt, har en prognos på den framtida belastningen på 20 års sikt gjorts.

Utifrån samma fördelningsantagande som tidigare (60 % av utlakade mängder går till Recipient 1 och 40 % till Recipient 2), samt ett konservativt antagande om att utlakningen inte kommer mattas av över tid (i verkligheten är det troligt att den utlakade mängden avtar efterhand som ytorna utarmas), medför 20-årsprognosen att haltbidragen i Tabell 4 och 5 dubblas.

(14)

8

Tabell 7. Uppskattat haltbidrag till Recipient 1/Recipient 2 från 40 ha fyllnadsområden vid en 20-års prognos.

Med stoft Utan stoft

Molybden Arsenik Molybden Arsenik

(µg/l) 3,4 - 0,04 0,3

(µg/l) 0,08 - 0,001 0,007

Med utgångspunkt från tidigare jämförelse mot Naturvårdsverkets acceptabla ytvattenpåverkan (haltbidraget från en lokal källa får inte ge upphov till halter över 75- eller 90-percentilen), kommer det teoretiska bidraget till Recipient 2 inte påverka recipientens bakgrundshalter i 20-års scenariot.

I likhet med tidigare recipientberäkning föreligger enligt tabell 4 en viss risk för oacceptabel haltpåverkan på Recipient 1 med avseende på molybden. Om man utgår från att den uppmätta medelhalten av molybden i dagvatten är ca 20 µg/l, Swerea SWECAST, 2012) kommer vara representativt som medelvärde för samtliga fyllnadsytor under en längre period, och att 40 ha fyllnadsyta (där 60% avvattnas mot Recipient 1) som mest ger upphov till en ytavrinning på 74 400 m3, kommer den teoretiskt utlakade mängden ligga kring 3 kg. Med hänsyn till utspädningen i Recipient 1 ger denna mängd upphov till ett haltbidrag på ca 0,6 µg/l, vilket inte kommer påverka bakgrundshalterna i nämnvärd utsträckning.

Baserat på ovanstående beräkningar bedöms risken för negativ inverkan på recipienthalterna som små vid de fyllnadsstorlekar som gjuteriet kan uppnå på 20 års sikt. Detta gäller under förutsättning att fyllnadsytorna hålls täta i kontaktzonen mellan formsand och nederbörd/grundvatten.

6 Slutsatser

Undersökningen omfattar bl.a en utredning om det i framtiden skulle kunna vara möjligt att genomföra framtida utfyllnader med formsand utan den extra tillsats av bentonit som idag används. Om den extra bentonittillsatsen tas bort ökar risken för högre vattengenomsläpplighet vid fyllnadsområdena. Vid en högre genomsläpplighet ökar risken för utlakning av molybden markant från formsand med stoft, varför fyllnadsområden med tät yta bör eftersträvas så länge som stoftfraktionen ingår i formsanden.

Utifrån ovan redovisade data bedöms det väsentligt att fyllnadernas ytor även framledes hålls täta, motsvarandes ca 10-9 till 10-10 m/s. Fyllnadskroppen innanför de täta ytorna bedöms däremot inte behöva vara tät. För framtida fyllnadsområden föreslås att formsand med extra bentonit används för ytor som kan stå i kontakt med vatten (främst överytan på vilken nederbörd avrinner, vid fyllning under grundvattenyta även sidorna) medan opreparerad formsand kan användas för fyllnad i mitten.

Stoftfraktionen som cirkulerar i processen påverkar utlakningspotentialen hos molybden och arsenik. Stoftet innehåller järn som binder en arsenikfraktion vilken annars riskerar lakas ut. Stoftet bidrar å sin sida till en högre utlakning av molybden. Ser man till utlakade mängder och sätter denna i relation till

(15)

9

recipienternas bakgrundshalter samt effektkriterier för akvatiska organismer är det ingen större miljömässig skillnad i om stoftet inkluderas eller inte.

Utifrån befintliga fyllnadsområden samt en 20-årig prognos bedöms belastningen av molybden och arsenik mot Recipienterna 1 och 2 inte medföra någon haltpåverkan av betydelse. Bedömningen har gjorts med det konservativa antagandet att ytutlakningen är konstant över tiden, samt utifrån teoretiska, maximalt utlakade mängder enligt lakförsök samt uppmätta dagvattenhalter från gjuteriets formsandsområden. I själva verket kommer utlakningen sannolikt att avta över tiden.

7 Diskussion

Rapporten bygger på en studie som genomförts för situationen som gäller för ett specifikt gjuteri med de utfyllnadsområden med bentonitbunden formsand som man där genomfört.

Resultaten kan generaliseras i de delar som berör materialspecifika frågor och där formsandens innehåll av ev. förreningar ligger i nivå med de exempel som man jämför mot.

Vid beräkningar av påverkan på recipienter måste man emellertid iakta försiktighet eftersom lokala förhållanden här kan påverka utfallet såsom utfyllnadernas storlek, förekomst av bakgrundshalter, recipienternas närhet och storlek mm.

8 Referenser

[1] CCME, Environment, Canadian Environmental Quality Guidelines for the Protection of Aquatic life. http://www.ccme.ca/publications/ceqg_rcqe.html, (1999).

[2] Ulf Gotthardsson, Täthet i bentonitbunden överskottssand, Svenska gjuteriföreningen, rapport nr 980217, (1998).

[3] Annika Åberg, Formsand som utfyllnadsmaterial - erfarenheter av formsandens tekniska och miljömässiga egenskaper vid återanvändning vid utfyllnadsområden, Swerea SWECAST, Rapport 2012-002, (2012).

[4] Nordberg, L. Grundvattenvariationer – ostörda och störda. I ”Vattnet och bebyggelsen”, Svenska sällskapet för antropologi och geografi, årsboken YMER 1978, Norstedts tryckeri, Stockholm, (1978).

[5] NV, Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och vägledning. Naturvårdsverket rapport 5976, (2009).

[6] NV, Återvinning av avfall i anläggningsarbeten. Naturvårdsverket, Handbok 2010:1, utgåva 1, (2010).

[7] RVF, Försök med tätning och täckning av avfallsupplag genom användning av fiberslam, gjuterisand, slaggranulat och slaggrus. RVF Utveckling, rapport 01:7, (2001).

(16)

10

Bilaga 1 – Resultatsammanställning

Allmänt

I laboratorieundersökningarna har fyra olika formsandsblandningar undersökts samt en stoftfraktion som innehåller höga järnhalter.

Annalyser Det förekommer att man använder två olika uppslutningsmetoder för fasta prov före analysering. 7M salpetersyra används vid analys av förorenade jordar och kungsvatten vid analys av avfall. I

undersökningen har resultat tagits fram med båda dessa metoder.

Förklaringsnyckel +EB+S

Innehåller stoft samt extra bentonittillsats motsvarande dagens situation vid det aktuella gjuteriet.

+EB-S

Innehåller extra bentonittillsats men ingen stofttillsats Detta motsvarar den sand som lämnar huvuddelen av sanden från de gjuterier i Sverige som använder bentonitbunden sand.

-EB+S

Innehåller stoft men ingen extra bentonittillsats. Provet som analyserats innehåller ca 2,5 % bentonit.

-EB-S

Innehåller varken stoft eller extra bentonit. Provet som analyserats innehåller ca 2,5 % bentonit.

(17)

11

Totalhalter oorganiska ämnen

Figur 1 och 2 redovisar totalhalter av ett urval tungmetaller där uppslutningen skett med HNO3/vatten eller kungsvatten. Laboratorierapporterna är bifogade i bilaga 4.

Resultaten visar att halter av krom, koppar, molybden och nickel i formsanden ligger under Naturvårdsverkets generella riktvärden för mindre känslig markanvändning (MKM). Halterna ligger även under eller i nivå med riktvärden för känslig markanvändning (KM). I huvudsak uppfyller de även kriterierna för ”Mindre ärn ringa risk” MRR, enligt Naturvårdsverkets avfallshandbok (NV, 2010). Undantaget är krom och koppar, där överskridandet är helt kopplat till prover som innehåller stoft. Valet av uppslutningsmetod påverkar inte utfallet av jämförelsen.

Figur 1. Totalhalter av krom, koppar, molybden och nickel (mg/kg TS) samt

jämförelse mot Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig

markanvändning (KM ---), mindre känslig markanvändning (MKM ---), samt

Mindre än ringa risk (MMR ---).

För t.ex. barium, kobolt, bly och zink är halterna i både stoft och formsand så låga att de underskrider både MKM, KM och MRR.

(18)

12

Figur 2. Låga halter detekterades även för arsenik och vanadin. För kadmium och kvicksilver låg samtliga halter under detektionsgränsen.

Figur 3. Totalhalter av barium, kobolt, bly, zink (mg/kg TS) samt jämförelse mot

Naturvårdsverkets generella riktvärden för känslig markanvändning (KM ---),

mindre känslig markanvändning (MKM ---), samt Mindre än ringa risk (MMR---).

Totalhalter organiska föroreningar

PAH-halter redovisas i Figur 3. Som anpassning till figurernas skala har jämförelse endast gjorts mot KM, som är det strängaste riktvärdet, samt MRR. De redovisade halterna utgör s.k. upper bounds, vilket innebär att summan inkluderar detektionsgränser för ej detekterade ämnen och utgör således en överskattad totalhalt.

Resultaten visar att formsanden klarar de kriterier som ställts för känslig markanvändning. PAH-halterna uppfyller därmed även riktvärdena för MKM.

(19)

13

Kriteriet för MRR uppfylls för både PAH M och PAH H. För PAH L ligger halterna i prover som innehåller stoft strax över kriteriet.

Figur 4. Totalhalter av PAH L, M och H enligt Naturvårdsverkets indelning, samt

jämförelse mot Naturvårdsverkets generella riktvärden för KM (---) samt MRR (

---).

Figur 4. En jämförelse görs även mot Naturvårdsverkets generella riktvärden KM och MKM. Kriterier för MRR saknas. För bensen ligger halterna långt under riktvärdet för MKM. Halterna ligger dessutom under riktvärdet för KM. För fenolindex ger en jämförelse mot riktvärdena endast en vägledning om hur halterna bör bedömas då riktvärdet även inkluderar kresoler, en ämnesgrupp som inte ingår i fenolindexanalysen. Resultaten visar dock att halterna i formsanden ligger långt under riktvärdena för MKM och KM.

Figur 4. Totalhalter av bensen och fenolindex, samt jämförelse mot Naturvårdsverkets generella riktvärden för KM ( ---) och MKM (---).

(20)

14

Ytutlakningsförsök

Ytutlakningsförsöket resulterade till stora delar i halter under detektionsgränsen (se bilaga 2). Resultaten för molybden, fluorid och zink redovisas dock i Figur 5 då dessa ämnen gav ett flertal detekterbara halter i lakförsöket.

Figur 5. Molybden (μg/l), fluorid (mg/l) och zinkhalter (μg/l) i eluat från ytutlakningsförsök (6 timmar-64 dagar).

För molybden är resultaten från ytutlakningsförsöket samstämmiga med skakförsöket då den högsta lakbarheten erhålls i +EB+S och den lägsta i -EB-S. Skillnaden uppgår i storleksordning till faktorn 10. Lakbarheten av molybden är direkt kopplad till stoftfraktionen, då samtliga prov utan stoft visar på en låg lakbarhet.

I figur 6 ser det med tiden ut som att lakningen av molybden kan öka då halterna ökar under testets gång. I själva verket ligger utlakningshastigheten någorlunda konstant då varje tidssteg i försöket ökar med faktorn 2, vilket innebär att halten blir ca 2 gånger högre för varje tidssteg. I prover utan stoft (-S) sker i en utmattning av utlakningshastigheten eftersom halterna är konstanta i de två sista tidsstegen. För fluorid finns inga tydliga skillnader mellan de olika proverna. Utlakningen tycks dock minska i slutet av testet, vilket kan indikera att ämnet sköljts ut. Utlakningen av zink uppvisar ett helt annat mönster än molybden och det finns inga systematiska skillnader mellan de olika formsandssammansättningarna. Då lösligheten av zink är pH-beroende och styrs av upplösnings/utfällningsmekanismer kan mönstret i Figur 5 vara ett resultat av att olika zinkmineral löses upp och bildas vid de olika pH-värdena.

(21)

15

Kolonnförsök L/S 0,1

Resultat från kolonnförsök vid L/S 0,1 som utförts på -EB+S (med stoft men utan extrabentonit) samt ett prov utan stoft (-EB-S) är sammanställt i Tabell 1. Samtliga resultat är redovisade i Bilaga 3. Osäkerheter i resultaten föreligger då materialets täthet är på gränsen för vad som är lämpligt i ett kolonnförsök. Som jämförelse vid utvärderingen har kriterier för Mindre än Ringa Risk (MRR) använts.

Tabell 1. Utlakning av föroreningar (μg/l) i kolonnförsök SS-CEN/14405 vid L/S 0,1, utförda 2011, samt jämförelse med MMR.

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 1 000 Fluorid 14 900 16 400 - Klorid 235 000 233 000 80 000 Sulfat 1 520 000 1 880 000 70 000

I -EB+S erhölls en låg utlakning av flertalet metaller. Molybden lakar i relativt hög omfattning, vilket sannolikt är förknippat med ett högt pH-värde (pH 8,7). Eftersom perkolationen genom kolonnen är långsam erhålls aldrig en surgörande effekt då de pH-buffrande mekanismerna hinner verka. Om stoftet utesluts minskar utlakningen av molybden något, i gengäld erhålls en förhöjd utlakning av arsenik vars mobilitet också gynnas av ett högt pH-värde. I båda proverna överskrids kriterierna för klorid och sulfat väsentligt. Eftersom kolonnförsöket endast utförts vid L/S 0,1 som motsvarar utlakningen som sker inom en kort tidsrymd, säger resultaten inget om hur lakningen förändras på sikt.

För att undersöka orsaken till arsenikutlakningen i -EB-S utförde gjuteriet en kompletterande undersökning med arsenikspeciering i fasta prover på -EB-S, -EB+S och +EB+S (triplikatprov med analys på samlingsprov). Kompletterande lakförsök enligt en modifierad kolonnmetod utfördes också med arsenikspeciering på lakvatten från L/S 0,11-0,12 (triplikatförsök med analys på samlingsprov). Arsenikspecieringen i fasta prover bekräftar låga totalhalter (<0,3 mg/kg TS, Figur 6). Arseniken föreligger främst som oxiderad arsenik (As(V)). Skillnaden mellan proverna är marginell.

(22)

16

Figur 6. Arsenikspeciering i fasta prover (μg/kg TS).

I lakförsöket vid L/S 0,1 upprepades resultatet från Tabell 1 då höga halter arsenik lakades ut i enbart -EB-S (Figur 7). Utlakningen skedde i form av As(V).

Figur 7. Arsenikspeciering i samlingsprov av lakvatten (L/S 0,1; μg/l).

Totalhaltsanalysen av stoft påvisade ett högt järninnehåll (Bilaga 4). Fraktionen bedöms därmed ha en hög fastläggningspotential med avseende på arsenik. När stoftet ej ingår i formsanden lakas arsenik i högre utsträckning.

(23)

17

Bilaga 2 – Ytutlakning

(24)

LABORATORIET

Sida 1(4)

Statens geotekniska institut

581 93 Linköping, telefon 013-20 18 00, telefax 013-20 19 14

Beställare: Annika Åberg, Hifab AB, Repslagaregatan 19, 582 22 Linköping Projekt: Karaktärisering av formsand

Provbeteckning: -EB-S Diarienr 2-1004-0342 Projnr 14398 Miljönr 100261 Registrerad Datum 2010-10-05 Lab. undersökning Datum Av 2010-10-18—2010-12-21 REr/SEz Utfärdad 2011-01-24 Teknisk ledare Metod Mätosäkerhet Ytutlakning NEN 7345 6 h 1 d 2 d 4 d Provnr 10211 10212 10213 10214 Yta m2 0,0025 0,0025 0,0025 0,0025 Mängd lakvatten l 0,884 0,808 0,810 0,808 pH 3,7 4,0 4,4 5,1 SS 028122 ± 0,04 pH-enh. Ledningsförmåga mS/m 25 °C 8,30 4,66 2,67 1,50 SS-EN 27888 ± 1,0 % Utlakad mängd/ uttag Analysen utförd av ALS Ca mg/m2 <72 <65 <66 <65 Fe mg/m2 8,13 <1,3 <1,3 <1,3 K mg/m2 <180 <160 <160 <160 Mg mg/m2 <32 <29 <30 <29 Na mg/m2 64,8 140 268 625 Si mg/m2 21,0 <13 17,8 48,1 Al mg/m2 6,26 1,69 1,08 1,97 As mg/m2 <0,36 <0,33 <0,33 <0,33 Ba mg/m2 0,884 0,130 <0,066 <0,065 Cd mg/m2 <0,018 <0,016 <0,016 <0,016 Co mg/m2 <0,018 <0,016 <0,016 <0,016 Cr mg/m2 <0,18 <0,16 <0,16 <0,16 Cu mg/m2 0,634 0,343 <0,33 <0,33 Hg mg/m2 <0,007 <0,007 <0,007 <0,007 Mn mg/m2 0,283 <0,065 <0,066 <0,065 Mo mg/m2 <0,18 <0,16 <0,16 <0,16 Ni mg/m2 <0,18 <0,16 <0,16 <0,16 Pb mg/m2 <0,072 <0,065 <0,066 <0,065 Sb mg/m2 <0,036 <0,033 <0,033 <0,033 Se mg/m2 <0,018 <0,016 <0,016 0,019 V mg/m2 <0,018 <0,016 <0,016 0,0269 Zn mg/m2 1,08 <0,65 <0,66 <0,65 DOC mg/m2 283 373 295 <160 Klorid mg/m2 <360 <330 <330 <330 Fluorid mg/m2 <72 <65 <65 <65 Sulfat mg/m2 <1790 <1640 <1640 <1640 Fenol mg/m2 <1,8 <1,6 <1,6 1,96

Mätosäkerhet och mätområde finns i SGI Kvalitetshandbok och kan erhållas mot förfrågan.

(25)

LABORATORIET

Sida 2(4)

Statens geotekniska institut

Provbeteckning: -EB-S Diarienr 2-1004-0342 Projnr 14398 Miljönr 100261 Registrerad Datum 2010-10-05 Lab. undersökning Datum Av 2010-10-18—2010-12-21 REr/SEz Utfärdad 2011-01-24 Teknisk ledare Metod Mätosäkerhet Ytutlakning NEN 7345 Provuttag 8 d 16 d 32 d 64 d Provnr 10215 10216 10217 10218 Yta m2 0,0025 0,0025 0,0025 0,0025 Mängd lakvatten l 0,808 0,808 0,804 0,814 pH 6,6 7,0 7,2 7,7 SS 028122 ± 0,04 pH-enh. Ledningsförmåga mS/m 25 °C 2,66 4,86 6,4 6,4 SS-EN 27888 ± 1,0 % Utlakad mängd/ uttag Analysen utförd av ALS AB Ca mg/m2 <65 66,8 <65 <66 Fe mg/m2 <1,3 4,03 7,39 22,4 K mg/m2 <160 <160 194 179 Mg mg/m2 <29 <29 <29 <30 Na mg/m2 1490 3020 3870 3950 Si mg/m2 143 252 256 412 Al mg/m2 3,47 7,56 14,6 50,1 As mg/m2 <0,33 <0,33 <0,65 1,43 Ba mg/m2 <0,07 0,103 0,212 0,392 Cd mg/m2 <0,016 <0,016 <0,016 <0,016 Co mg/m2 <0,016 <0,016 <0,016 <0,016 Cr mg/m2 <0,16 <0,16 <0,16 <0,16 Cu mg/m2 <0,33 <0,33 <0,33 <0,33 Hg mg/m2 <0,007 <0,007 <0,007 <0,007 Mn mg/m2 <0,065 0,107 0,142 0,322 Mo mg/m2 0,202 0,465 0,729 0,768 Ni mg/m2 <0,16 <0,16 <0,16 <0,16 Pb mg/m2 <0,065 <0,065 <0,065 <0,066 Sb mg/m2 0,0965 0,167 0,163 0,209 Se mg/m2 0,0245 0,307 0,0589 0,121 V mg/m2 0,0533 0,0792 0,173 0,643 Zn mg/m2 <0,65 1,33 <0,65 <0,66 DOC mg/m2 190 334 309 303 Klorid mg/m2 661 534 540 <330 Fluorid mg/m2 <65 <65 112 130 Sulfat mg/m2 2540 4090 6250 5080 Fenol mg/m2 <1,6 <1,6 <1,6 5,60

(26)

LABORATORIET

Sida 3(4)

Statens geotekniska institut

Provbeteckning: -EB-S Diarienr 2-1004-0342 Projnr 14398 Miljönr 100261 Registrerad Datum 2010-10-05 Lab. undersökning Datum Av 2010-10-18—2010-12-21 REr/SEz Utfärdad 2011-01-24 Teknisk ledare Metod Mätosäkerhet Ytutlakning Kumulativt utlakad mängd NEN 7345 6 h 1 d 2 d 4 d Provnr 10211 10212 10213 10214 Kumulativt utlakad mängd Analysen utförd av ALS AB Ca mg/m2 <72 <137 <203 <268 Fe mg/m2 8,13 <9,43 <10,75 <12,1 K mg/m2 <179 <343 <506 <670 Mg mg/m2 <32,2 <61,7 <91,2 <121 Na mg/m2 65 204 473 1097 Si mg/m2 21 <34 <52 <100 Al mg/m2 6,26 7,95 9,03 11,0 As mg/m2 <0,36 <0,69 <1,01 <1,34 Ba mg/m2 0,88 1,01 <1,08 <1,15 Cd mg/m2 <0,018 <0,034 <0,051 <0,067 Co mg/m2 <0,018 <0,034 <0,051 <0,067 Cr mg/m2 <0,179 <0,343 <0,506 <0,670 Cu mg/m2 0,63 0,98 <1,30 <1,63 Hg mg/m2 <0,007 <0,014 <0,020 <0,027 Mn mg/m2 0,283 <0,35 <0,41 <0,48 Mo mg/m2 <0,179 <0,34 <0,51 <0,67 Ni mg/m2 <0,18 <0,34 <0,51 <0,67 Pb mg/m2 <0,072 <0,137 <0,203 <0,268 Sb mg/m2 <0,036 <0,069 <0,101 <0,134 Se mg/m2 <0,018 <0,034 <0,051 <0,070 V mg/m2 <0,02 <0,03 <0,05 <0,08 Zn mg/m2 1,08 <1,74 <2,4 <3,0 DOC mg/m2 283 656 951 <1110 Klorid mg/m2 <358 <685 <1010 <1340 Fluorid mg/m2 <71,6 <137 <203 <268 Sulfat mg/m2 <1790 <3430 <5060 <6700 Fenol mg/m2 <1,79 <3,43 <5,06 <7,03

(27)

LABORATORIET

LABORATORIET

Sida 2(4)

Provbeteckning: +EB-S Diarienr 2-1004-0342 Projnr 14398 Miljönr 100259 Registrerad Datum 2010-10-05 Lab. undersökning Datum Av 2010-10-18—2010-12-21 REr/SEz Utfärdad 2011-01-24 Teknisk ledare Metod Mätosäkerhet Ytutlakning NEN 7345 Provuttag 8 d 16 d 32 d 64 d Provnr 10231 10232 10233 10234 Yta m2 0,0025 0,0025 0,0025 0,0025 Mängd lakvatten l 0,793 0,796 0,798 0,799 pH 7,0 7,3 7,3 8,0 SS 028122 ± 0,04 pH-enh. Ledningsförmåga mS/m 25 °C 2,10 5,21 10,0 10,6 SS-EN 27888 ± 1,0 % Utlakad mängd/ uttag Analysen utförd av ALS AB Ca mg/m2 <65 150 <65 <65 Fe mg/m2 <1,3 <1,3 1,66 9,52 K mg/m2 <160 <160 <160 <160 Mg mg/m2 <29 <29 <29 <29 Na mg/m2 1300 3280 6440 6750 Si mg/m2 182 211 253 427 Al mg/m2 0,84 3,86 6,96 32,5 As mg/m2 <0,32 <0,32 0,611 1,74 Ba mg/m2 <0,06 0,120 0,291 0,284 Cd mg/m2 <0,016 <0,016 <0,016 <0,016 Co mg/m2 <0,016 <0,016 <0,016 <0,016 Cr mg/m2 <0,16 <0,16 <0,16 <0,16 Cu mg/m2 0,420 0,659 <0,33 <0,33 Hg mg/m2 <0,006 <0,006 <0,007 <0,007 Mn mg/m2 <0,065 <0,065 <0,065 0,358 Mo mg/m2 0,164 0,490 1,62 1,72 Ni mg/m2 <0,16 <0,16 <0,16 <0,16 Pb mg/m2 <0,065 <0,065 <0,065 <0,065 Sb mg/m2 0,127 0,143 0,135 0,221 Se mg/m2 0,018 0,253 0,095 0,167 V mg/m2 0,0869 0,178 0,449 1,33 Zn mg/m2 <0,65 3,67 <0,65 <0,65 DOC mg/m2 165 282 224 385 Klorid mg/m2 869 1320 1760 720 Fluorid mg/m2 <65 <65 118 191 Sulfat mg/m2 <1600 2460 7840 6260 Fenol mg/m2 3,56 <1,6 <1,6 <1,6